Last updateH, 19 ápr. 2021 6am

rovas logo

2010 április 21, szerda

Foszfor vízi anyagforgalma

Szerző: Plósz Sándor

     A "mérleg" ellenőrzésének, a jelentős és nem vizsgált hiányok, figyelmen kívül hagyása, az eutrofizálódás és az ellene való védekezés logikájának teljes deformációjához vezetett!

Az eutrofizálódási folyamatok világméretű probléma-kialakulása óta tudjuk, hogy a foszfor a termelés egyik, - talán legfontosabb tápeleme.
Kutatása központi helyet foglal el a vízminőség fenntartása és kutatása területén. A probléma és a megoldási törekvések a tavak és tengerbiológiai kutatások központi témájává vált már a múlt század 60-as éveiben. Igazi eredményekről mégis csak a nyolcvanas évek második felében, jelentek meg érdemi eredmények. Téves hipotézisek azonban ma is szilárdan rögzülnek még a vízi foszforciklusról. Ilyen az eltemetődés és felhalmozódás az alzatban, reaktív-, nem-reaktív formák kérdése, stb.

A folyamatok valós kutatása lassú, mert elsősorban a rögzült téveszmék megváltoztatására kevés a hajlandóság a kutatók széles körében. Az un. modellezési divat (adat nélkül, teóriákra) a valós kutatásokat elfedik.

1978-tól az összes dokumentum, levelezés birtokomban van.

NATURE, No. 6171, 1988. 343-345.
Detection of phosphine: new aspects of the phosphorus cycle in the hydrosphere István Dévai*, Lajos Felföldyt, Ilona Wittner* & Sándor Plósz * Hajdu-Bihar County Water and Canalization Works, PO Box 10,
H-4001 Debrecen, Hungary
t Department of Ecology, L. Kossuth University, Egyetem tér 1,
H-4010 Debrecen, Hungary
~ Hungarian Institute for Town and Regional Planning, PO Box 20,
H-1253 Budapest, Hungary
The role of phosphorus in limiting organic matter productíon and in causing eutrophication has been ?n the forefront of hydrobiologi­cal research duríng the past 30—50 yr’7. Comparing the cycles of major biogenic elements, it ís evident that, with the exception of phosphorus, each of them contains gaseous substances (for example, CO2, CH4, 02, N2, NH3, H2S and volatile organic sulphur compounds) which, because of their gaseous state, can leave aquatic systems — 6• We examined the phosphorus cycle of open-air sewage treatment plants and a deficit (~-3O—45%) in the phosphorus mass balance was found which cannot be explained by knowledge based on earlier research on this cycle of the hydro­sphere. By developing special sampling and analytical methods, we have shown that gases released from the sewage treatment plants and from the sediments of shallow (1—2 m deep) waters contain a reduced, gaseous phosphorus compound: phosphine. According to our measurements and calculations, about 5 g of phosphorus per day was released as phosphine from an Imhoff tank settling 2,000 m3 per day of raw sewage. Under laboratory conditions, it was also demonstrated that phosphine is released by bacterial reduction from a medium containing inorganic phos­phorus. The phosphorus content of the medium decreases by nearly one half. Our results on the metabolic importance of phosphine formatíon and release suggest that ~-25—50% of the phosphorus deficit in open-air sewage treatment plants can be explained by the release of phosphine into the atmosphere. These results change our understanding of the aquatic phosphorns cycle; former ideas about the phosphorus budget should be revised.

t Because the BMCO system at Püspókladány was constructed on coherent clay soil, there was practically no seepage (measured permea­bility coefficient, k = 1.5 x 108 cm
1 Measured values during 1984; the diflerence between water input and output, with the exception of the evaporation loss of 6 x i03 m3 yr’, is due to seepage (190x 103—70x 103—6x 10~) 114x i03 m3. This large seepage rate might be because the water surface of the lake is higher by 1.2 m than the surrounding land and the subsoil is not impermeable clay, but peaty meadow soil.
Investigation of the P-budget in various sewage treatment systems showed that the total phosphorus (Pr) content of effiuent is always lower than that of raw sewage. Fór two systems we had such data at our disposal, which made~ accurate P-budget estimations possible. One of these was a biomechanical com­bined oxidation (BMCO) stabilization lake system17’9. A BMCO with a nominal capacity of 1,000 m3 per day consists of nine basins: a central, circular basin of 4,000 m3 capacíty, lined with concrete slabs and aerated artíficially with rotors, and eight earth basins (two of 8,000 m3 and síx of 3,000 m3 capacity), built in double concentric rows around the central basín. The other system was a lake (EUTROSTOP system, no. 174,397, Hungarian patent) constructed to remove plant nutrients (phos­phorus and nitrogen compounds) from polluted streams by means of aquatic vegetation. The experimental lake first con­structed for this purpose was a rectangular earth basin 143 m long and 70 m wide, with an average water depth of 1.04 m. The lake abounded in macrophytes, and -=20% of its surface was densely covered with r~ed and bulrush stands. The water of the stream fed the basin at 10 points along its narrower side, and was drained at 10 surface points on the basin’s opposite side.
The P-budget for the two systems is summarized ín Tables 1 and 2. These data clearly point to an essential diflerence between ‘income’ (P, in the influent) and ‘expenditure’ (P, leaving the system through actual and potential sinks) in the P-budgets of the two systems (Table 2). The unaccounted for P for BMCO was 678 kg yr’, i.e. nearly 30% (26.9%) of the P-load. P-loss for EUTROSTOP (37.9 kg yr1) represents a higher value than that of the P-load of the system (44.3%).
Previous investigations on the sulphur cycle in shallow waters contributed significantly to our understanding of this anomaly in the P-balance2022. By analogy with the biochemical reduction of sulphate to hydrogen sulphide and nitrate to ammonia, reduc­tion of phosphate to phosphine was considered feasible. Phos­phine is a malodorous, colourless, poisonous gas. Its boiling temperature is —87 0C. At 17 0c, 26 cm3 phosphine dissolves in 100 cm3 water, but under natural conditions this value depends on partial pressure. Pure phosphine only ignites when heated to > 100 0c. The simplest method of phosphine formation is the decomposition of alkali-metal or alkali-earth-metal phosphides with water23. Phosphine, like hydrogen sulphide, is likely to be the final result of a multistage biochemical reactíon. Its forma­tion, in our opinion, cannot be either explained or ruled out by the properties of inorganic redox systems. The redox potential measurable in waters and sediments depends only on the actual dominant process determining electrode potential (with the platinum electrode only the potential of the redox system that has the highest electron exchange current is measured24’i. Further, redox potential values in the environment should not be compared with those of enzymatically catalysed pathways. Mainly on the basis of experience with sulphur compounds, it is thought most probable that other gaseous, reduced P­compounds (for example, diphosphine, voiatile organic P­compounds) can also form, but there is ml verification of this assumption. It has been stated (for example, by Iverson et al.26) that, during the anaerobic corrosion of iron, sulphate-reducing bacteria produce voiatiie P-compounds by the reduction of inorganic P. To test the hypothesis that gases reieased from sediments of sewage piants and shallow lakes contain phos­phine, conventional analytical, gas chromatographíc and mass spectrographic methods were used.
Conventionai analysis is based on the principie that phosphine (and other gaseous reduced P-compounds) can be transformed into orthophosphate and subsequently determined by photo­metry. The main limitation of this method is that results are not compound-specific. Such analysis was performed at the sewage piant of Hajdúbószórmény. The gas mixture (containing 65-70% methane) reieased from the Imhoff tank was transferred through a rotameter into a gas blowing burner with simuitaneous introduction of oxygen and ignited. Gaseous, reduced P­compounds were oxidized, arid flue gases were quantitativeiy absorbed in reagent grade sodíum hydroxide27. The amount of phosphate determined foilowing its dissolution in distíiied water by the usual coiorimetric method28’29 was equi vaientto 1.213 mg phosphorus. The quantity of burned gas, determined from the time of burning (50 mm) and the value adjusted on the rotameter (770 cm3 min’), was 50 x 0.77 38.5 dm3. With these values, computed phosphine content of gases released in the Imhoff tankwas 1.213 mg/38.5x103 m3=31.SmgPm ~
Technical experiences in Hungary have shown that, for average town sewage treatment plants, the putrefaction of primary sludge in the Imhoff tank produces 50-100 1 gas m3 d’ (ref. 30). Considering an average value (75 1 m3 d’), 4.725 g P (0.075 x 2,000 x 0.03 15 = 4.725) per day ieaves the putrefactive space of the Imhoff tank of 2,000 m3 per day capac­ity at Hajdúbószórmény in gaseous form.
Quantitatíve determinations of phosphine, particuiarly its quaiitative identification, can be performed with much greater accuracy by gas chromatography. Because in gas chromatogra­phy, it is theoretically possibie for the various gaseous com­pounds to appear with identical or relatively identical retention
31, we used five types of coiumns and two detectors. Both detectors (flame photometric detector, FPD, and nitrogen-phos­phorus flame ionization detector, N-P FID) were specifically sensitive to P-compounds. The absolute retentíon times of phos­phine are summarízed ín Table 3.
Mass spectrometry is one of the most reliabie methods of phosphine identification, and was used in the study of the BMCO sewage piant at Hajdúbószórmény. Measurements were made with a VG-7035 instrument, with ‘VG High Resoiution Software’. Samples were injected into the instrument as toluene solution treated with potassium hydroxide. We verified by high-resol­ution measurements, that the exact mass value of the peak of 34 in the peak appearing with a retention time of 1.15 mm was
33.9969, which can be identified as phosphine.
These results verífied that the gases released from the sedi­ments of sewage plants and shaliow lakes contain phosphíne. The importance of phosphine formation and release can be judged only if phosphine and then the P-budget of the systems can be quantified. Using the gas chromatographic method (no. 2 in Tabie 3), 112 mg m3 phosphine was measured on average (mm. 11.6; max. 382; s.d. ±103.64; n = 11). For quantitative estimation we must also know the rate of gas release. Measure­ments in the most polluted earth basin (B basin) of the BMCO showed that rate of gas release ranged from 8 to 24 1 h1 m2 When pressing the sediment several times with an oar (to assess a stronger gas release induced by a sudden air depression), this

C and D: total P-content in plants was estimated as follows. The surfaee area of the basin was divided into six areas with homogeneous vegetation. From every area, plants present ín five water columns of 1 m2 ground surface each were collected, and the fresh phytomass weighed, supposing 10% dry matter and 0.30/o P in submerged aquatics, and 600/o dry matter and 0.20/o P in the bulrush36’37.
E: P removed by chironomids was calculated on the basis of Lake Balaton data: 700 individuum 2 yr~’ emergence corresponds to 0.03 g P m~2 yr1 (ref. 38). In BMCQ higher densities were considered (five generations, with density of 1,200 specimens per square metre).
* Average P-content of percolating water was estimated monthly on the basis of the average (0.16 mg V’) of all P-measurements made in lake water at 10 m distances along the longitudinal axis (114x i03 m3 yi7’xO.16x103 kgm˝18.2kg Pyr’).
í Five sediment samples were collected in 15 cm plastic tubes from each earth basin in the BMCO. Following freezing, the sediment samples were divided into three paris of 5 cm length. Each pan was homogenized and analysed fon its P-content28’29. Thus on the basís of the analysis of (8 x 5 x 3) 120 samples, P-accumulation was calculated for each basin, and the sum of accumulations (1,300 kg) was divided by the number of years (1,300kg/liS yr~1i3 kgyr’).
4 Analysis of 12 sediment samples showed P-content in the upper
5 cm sediment ?ayer to be 102 kg hat. Analysis of soil samples from the area surrounding the lake before its construction yielded a P-content of 138.7 kg P ha , which is more suggestive of diminution than accumu­lation (102— 138.7) —36.7 kg P ha1. This diminution might be explained by the leaching etlect of percolating water. lf this was not so, the P-loss for EUTROSTQP in this table should be increased by 36.7 kg. Because of this uncentainty, no allowance was made fon this value in the estima­tion of the phosphorous deficit.
value increased to 84 ? V’ m2. Qn the basis of measured values, the rate of average yearly gas release proved to be 213 m3 yk’ m2 (mm, 70; max, 736; s.d. ±220; ti = 8). Because in the other basins of the BMCO system, gas release was less intensive, only one thind (8,000 m2) of the total sunface (22,500 m2) was con­sidered in the calculations. Estimated annual gas release from the BMCQ was (213 x 8,000) 1.7 x 106 m3 yr’ on average (mm, 5.6 x io~ max, 5.9 x i0~). If the phosphine concentration and the rate of gas release are known, loss into the atmosphere can be calculated. In the BMCO system, the loss was estimated to be 1.12 x i0~ kg m3 x 1.7 x 106 m3 yn~’ = 190kg yk’ phosphine on average, and the same computed for P— 175 kg <‘ (mix mm. = 6.5 PH3 kg <‘; max. x max. = 2,254 PH3 kg <1).
Gas release in EUTRQSTOP at Badacsonytomaj was measured at four pomnts on the basin under normal cincum­stances (average, 0.47 1 V1 m2) and after pressing the sediment several times with an oar (average, 515 ? h’ m~2). The large diíierence between the two averages suggest that here, unlike fon BMCQ, gas release is not continuous but intermittent and follows, fon example, a sudden air-pressure drop. Fon the estima­tion of yearly gas release, the amount of sudden aír-pressure drop was taken as 24 h (i.e. 1 day out of 365 days). Thus, on

The gas mixture from sediments was transported into the laboratory in septate glass bottles or in toluene solution. Aliquots were directly injected into the gas chromatograph. These investigations started in 1984 were performed with Hewlett-Packard 5840 A gas chromatograph-9825 T calculator system, applying nitrogen of high purity as the carrier gas.

* In GC/MS analysis the same column was used (helium as carrier gas, El operation mode, 70 eV ionization energy).
the basis of measured values, estimated gas release from EUTROSTOP of 1 ha surface area is (0.47 x iO~ x 24 x 364 x 1O,000+0.515x24x 10,000) 1.65x i05 m3 yr’. Consequently P­loss into the atmosphere can be estimated as 1.12 x i04 kg m3 x 1.65 x i05 m3 yr1 = 18.48 kg yr’ phosphine, which is equivalent to 16.85 kg P yr’. This value, as expected, is lower by one order than the average for BMCO. Processes of material turnover are more intensive in the sewage plant.
In Table 2, about 25% (175 kg yr1) of the unaccounted for
P-deficit for BMCO (678 kg P yr’) and about 50%
(16.85 kg yr1) of the same for EUTROSTOP (37.9 kg P yr1)
can be explained by the release of phosphine.
We attempted to verify phosphine formation in vitro, despite the fact that there were no references to this either ín hydrobac­teriological or other 1iterature32~35. We detected phosphine by gas chromatography from the aír space of an anaerobic bac­terium culture grown on a medium containing organic sub­stances (Lab- Lemco, Peptone), inorganic P-compounds (Na2HPO4• 2H20, K2HPO4) and other substances (NH4C1, MgSO4, CaCO3, filter paper, tap water). The P-concentration of a contínuous bacterium culture containing 340 mg P 1-1 medium decreased to 198 mg P V1 during 56 days, showing that microorganisms can generate large amounts of phosphine from phosphate. These results are important because they support the foregoing arguments on phosphine formation and release ín sewage treatment plants under aquatic vegetation. They also poínt to the prospects of investigating in vitro phosphine produc­tion in future studies.
We thank Dr Gy. Dévai for his continuous help and for his Chironomidae studies, Dr Z. Dinya for the mass spectrometric measurements, and Dr B. Harman for help in the gas chromato­graphic investigations. We acknowledge the referees for useful comments.

Received 22 June 1987; accepted 7 March 1988.
1. Sawyer, C. N. Sewage md. Wastes, 24, 768-776 (1952).
2. Ohle, W. Vom Wasser 20, 11-23 (1953).
3. Lund, J. W. Nature 214, 557-558 (1967).
4. Thomas, E. A. Mitt. mt. Verein. theor. angew. Limnol. 14, 231-242 (1968).
5. Thomas, E. A. Wass. u. Energ. Wirt. 60, 115-125 (1968).
6. Edmondson, W. T. Science, Wash. 169, 690-691 (1970).
7. Vollenweider, R. A. & DilIon, P. J. The 4pplication of the Phosphorus Loading Concept ?o Eutrophication Research (Nat. Res. Council of Canada, Ottawa, 1974).
8. Hutchinson, G. E. A Treatise on Limnology 1 (Wiley, New York, 1957).
9. Reid, G. K. Ecology of lnland Waters and Estuaries (Van Nostrand, New York, 1961).
10. Dussart, B. Limnologie (Gauthier-Villars, Paris, 1966).
11. Wetzel, R. G. Limnology (Saunders, Philadelphia, 1975).
12. Svensson, B. H. & Sóderlund, R. (eds) Nitrogen, Phosphorus and Sulphur - Global Cycles. SCOPE Report 7. Ecol. Bull., Stockholm, 22, 1-192 (1976).
13. Emsley, J. in The Handbook of Environmental Chemistry Vol. 1, Pan A (ed. Hutzinger, O.)
147—167    (Springer, Berlin, 1980).
14. Golterman, H. L. & Kouwe, F. A. in The Functioning of Freshwater Ecosystems 1BP22 (eds Le Cren, E. D. & Lowe-McConnell, R. H.) 85-140 (Cambridge University Press, 1980).
15. Moss, B. Ecology of Fresh Waters (Blackwell Scientific, Oxford, 1980).
16. Uhlmann, D. Hydrobiologie (Gustav Fischer, Jena, 1982).
17. Dévai, 1. Acta Biol. Debrecina 14, 51—65 (1977).
18. Dévai, 1. Acta Biol. Debrecina 14, 67-78 (1977).
19. Dévai, 1. & Woynarovich, E. in Sorne Approaches lo Saprobiological Problerns (ed. Sudzuki, M.) 37-47 (Sanseido, Tokyo, 1981).
20. Dévai, 1. el aL Envir. Pollut. B8, 155-160 (1984).
21. Dévai, 1., Dévai, Gy. & Wittner, 1. Arch. Hydrobiol. Monogr. Beitráge 4, 534-579 (1985).
22. Heim, Cs., Dévai, 1. & Harangi, J. J. Chrornatogr. 295, 259-263 (1984).
23. Gmelins Handbuch der anorganischen Chemie. Phosphor. Pan C (Verlag Chemie, Weinheim, 1965).
24. Stumm, W. & Morgan, J. 1. Aquatic Chemistry. An Introduction Emphasizing Chemical Equilibria in Natural Waters (Wiley-Interscience, New York, 1970).
25. David, R. Radiat. Environ. Biophys. 25, 219-229 (1986).
26. Iverson, W. P., Olson, G. J. & Heverly, L. F. in Biologically Jnduced Corrosion (ed. Dexter, S. C.) 154-161 (Natn. Assoc. of Corrosion Engineers, Houston, Texas, 1985).
27. Dévai, 1. Acta BioL Debrecina (in the press).
28. Murphy, J. & Riley, J. P. Analvtica Chim. Acta 27, 31-36 (1962).
29. Gales, M. E., Julian, E. C. & Kroner, R. C. J. Am. Wat. Wks Ass. 58, 1363-1368 (1966).
30. Horváth, 1. Mechanical Waste Treatment VIZDOK (Budapest, 1973).
31. McNair, H. M. & Bonelli, E. J. Basic Gas Chrornatography (Consolidated Printers, Berkeley, California, 1969).
32. Rheinheimer, G. Mikrobiologie der Gewczsser (Gustav Fischer, Jena, 1971).
33. Daubner, 1. Mikrobiologie des Wassers (Akademie, Berlin, 1972).
34. Rodina, A. G. Methods in Aquatic Microbiology (University Park Press, Baltimore, 1972).
35. Gorlenko, V. M., Dubinina, G. A. & Kuznetsov, S. 1. The Ecology ofAquatic Micro-organisms (E. Schweizerbart, Stuttgart, 1983).
36. Tóth, L. Res. Water Quality Technot, Budapest 2, 48-55 (1972).
37. Kovács, M. & Tóth, L. Proc. VITUKI, Budapest 14, 49-74 (1979).
38. Dévai, Gy. in Chironomidae (ed. Murray, D. A.) 269-273 (Pergamon, Oxford, 1980).
39. Bossard, A., Kamga, R. & Raulin, F. J. Chromatogr. 330, 400-402 (1985).
40. Hashimoto, 5., Fujiwara, K. & Fuwa, K. Anals’t. Chem. 57, 1305-1309 (1985).


(Biological phosphorus-cycle in wetlands, Balaton, Kis-Balaton)
Írta: Plósz Sándor
Lezárva: 2003-10-28
Köszönet Dr. Felföldy Lajosnak, a közös gondolatok és - gondok emlékével.

    A Balaton eutrofizációs folyamatainak kutatása az elmúlt huszonöt évben alapvetően két szemlélet irányában haladt. Abban mindkét irányzat megegyezett, hogy a foszfor, a termelést meghatározó, alapvető limitáló tápelem. A két irányzat között, kezdetben a szennyezés eredete, - pontszerű vagy diffúz, - majd a tavat terhelő foszforformák biológiai hozzáférhetőségének kérdése, illetve a foszfor biológiai ciklusának működése volt a vita, a véleménykülönbségek középpontjában. A két szemlélet ütköztetésére eddig, nem volt mód.
A végrehajtott fejlesztések – tápanyag-csökkentési stratégia, kotrások, Kis-Balaton kialakítása és felülvizsgálata, - többsége, azok „megalapozása” a zárt rendszer szerint történt. (l. *** közötti rész.)
    A „diffúz és pontszerű” vitában Joó O. (1975-78)7 és Plósz S. (1978-83)12 kutatásai mutatták be a diffúz nagyságrendjét és alapvető szerepét a tó eutrofizációs folyamataiban, nem vitatva a partközeli, illetve a pontszerű szennyezések súlyos jelentőségét. 11
A foszfor biológiai hozzáférhetőségének alapkutatási eredményeitől eltekintve, a Balaton, illetve a Kis-Balaton rendszeres mérésein alapuló mérlegeket vizsgálva, megállapítottuk, hogy a bejutó összes-foszfor több, mint 95%-a az eutrofizációs folyamatokban hozzáférhetővé válik, és a biológiai folyamatokban felhasználódik. Jelentős - számottevő, az üledékbe való tartós eltemetődés nem mutatható ki. 14, 15, 22, 23, 24,
    A „zárt” rendszer szerint működő vízi-mocsári foszfor-ciklus „feltörésének” kutatása, Felföldy L. Plósz S. Dévai I. Wittner I., kutatásaihoz kötődnek.1, 2,  amikor felismerték és kimutatták a foszfátredukciót és annak jelentőségét a Badacsonytomaji Kísérleti Állomás, nádastó-mocsárban. A foszfát redukció jelentőségét, a foszfor-ciklus kutatási eredményeket azóta, a nemzetközi kutatások, sokszor megerősítettek.3,
Előzményként a korai megfigyelések5, és Felföldy L. et. al. kutatásai18, jelentették az alapokat.
    A Balaton fejlesztését meghatározó „hivatalos” kutatások, gyakorlati munkák az esetek nagy többségében a foszforkörforgalmat leegyszerűsítik, még akkor is, ha a különböző foszforformák egymásba való átalakulását vizsgálják a belső P körforgalomban, vagyis a leegyszerűsített sémát kicsit bonyolítják.
Alapjaiban a következő "egyenletet" tekintik "mérlegnek":

ÖPBE ---> Energia befogás, Belső P- körforgalom, - P-ülepedés, eltemetődés ---> ÖP KI
P = foszfor, ÖP= Összes foszfor
(Forrás: Dr. Somlyódy L. Kis-Balaton Felülvizsgálata)15,
(A foszformérlegnek az ilyen leegyszerűsített, illetve zárt formája a mély tavak korábbi kutatási adataiból adódhatnak. Bár ott is tévesnek tekinthető, mint később látni fogjuk.)

*     *     *

     A "mérleg" ellenőrzésének, a jelentős és nem vizsgált hiányok, figyelmen kívül hagyása, az eutrofizálódás és az ellene való védekezés logikájának teljes deformációjához vezetett!
Keszthelyi medence összes foszfor terhelése
(Nádorné Vöröss Ibolya szerint)22,
A Zala összes foszfor terhelése a Fenékpusztai szelvényben 1976 - 1994 évek között, Összesen: 1301,9 tonna P.
Dr. Somlyódy L : A Balaton négy medencéjének tápanyag mérlege (szerint)15,

Biológiailag hozzáférhető foszfor
(Dr. Somlyódy szerint, a nem hozzáférhető rész, a szilárd részecskékhez kötött, és mind azonnal kiülepszik, a hozzáférhető foszfor oldott, maximum 50%, ezt mi elhanyagoljuk, mivel nincsenek adatok. Úgy tekintjük az ÖP-t, a tényeknek megfelelően, mintha az 92- 98%-ban hozzáférhető lenne, vagy azzá alakul. Elhanyagoljuk, a medencét érő egyéb terheléseket, ami szintén a mi kárunkra módosít. Tehát összes foszforban számolunk.)

Dr. Somlyódy modell szerint:
A Keszthelyi medencébe bejut 100% foszfor
33% Továbbmegy a Szigligeti medencébe
67% Üledékbe temetődik a Keszthelyi medencébe
100% = 1301,9 tonna (Nádorné, Vöröss Ibolya szerint)
 67% =   872,273 tonna (Dr. Somlyódy modell szerint az üledékben) 872 273 000 g
Keszthelyi medence területe: 38 km2 38 000 000 m2
Fajlagos terhelés egyenletes eloszlás esetén: 17,103 g/m2   P terhelés
Lebegőanyag terhelés: 6691 tonna/év átlag (Nádorné, Vöröss Ibolya szerint)
6691 x 19 év = 127129 tonna
Fajlagos lebegőanyag, (üledék) terhelés egyenletes eloszlás esetén: 2,493 kg/m2
Fajlagos P tartalom a számítások szerint az üledékben: 6,860 g/kg.
(Dr. Somlyódy modell szerint kellene lenni!)

KESZTHELYI MEDENCE ÜLEDÉKÉBEN VAN: 55-850 μg/g P = 0,055-0,85 g/kg 6,86   ≠   0,055 - 0,850
Balogi Zsolt és Ördög Vince kutatásai27 a Balaton hossztengelye mentén is, ezt az egyenlőtlenséget igazolja.
2002. évi kutatásaik szerint, a Keszthelyi medencében 0,75 – 0,8 g/kg összes foszfor, és 0,1 g/kg alatti értékekben, reaktív foszfor található!

1, 2, ábrák, Balogi Zs. És Ördög V. után.

Ha Balaton üledékterhelését a Keszthelyi medence 1/3-ának veszem a teljes 600 km2 területre, 0,831kg/m2, az átlagos Öp terhelést 700mgP/g-nak, akkor megtalálok 349,2 t ÖP-t az üledékben! És ez csak 26,8%-a a Keszthelyi medencébe bejutott összes foszfornak. A tavat érő többi terhelést nem is számolva. Az alkalmazott zárt foszfor-ciklus, mérlege, nem zár! Ha az üledékterhelést az egész tóra, a Keszthelyi medencével azonosnak veszem, akkor sem! A Keszthelyi medencében közel 90%-os összes foszfor csökkenés, illetve az ÖP-ből a BHP kb. 99% csökkenést mutat. Tehát sem a „zárt ciklus”, sem a BHP (BAP) számítása, nem fedi a természetben lezajló, valóságot.

Kis-Balaton (Felülvizsgálat) foszformérlegéről. 15,                            
Összefoglalás, és következtetések:
1.     A foszformérlegből 1986-90 évekről a tározóban visszatartott foszforból az ellenőrző számítások szerint több mint 90% hiányzik, 1991-95 évi adatok alapján 57% a hiány, vagy egészen abszurd többlet van, „mérés az anyagmérleg alapján becsülve”.                           
A foszformérleg így nem mérleg!
2.     A hibás foszformérlegre épített foszformodell nem alkalmas a tározó modellezésére.
A modellből származó eredmények és következtetések alkalmatlanok a tervezési alapok meghatározására. (A rovarok is legalább 8-10% foszfort kirepítenek, a halak is rögzítenek "némi" foszfor tömeget abban a populációban.
    A hivatalos terv változatok szerinti továbbépítést a „modellen” kívül az Ingói elárasztás tapasztalatai is cáfolják.
Megjegyezzük: Az eredeti tervek és a felülvizsgálati anyagban meghatározott terelőtöltéses vízkormányzás eloszlási és áramlási görbéi, nem fedik a valóságot. A számítógépes rajzok és szövegesen kimutatott egyenletes eloszlás és 1,5- maximum 5 cm/sec áramlások helyett 10-20 cm/sec sebességű, turbulens áramlások, csóvák, bontják a nádas-állományt. Először a sásos, sásos-nádasok, 40-50cm vízborítás nélküli nádasok pusztultak ki az elárasztástól, majd az áramló, és kékbaktériumos vízben, a "vízi" nádasok is kipusztultak!
"Először a nádast kísérő hínárnövények tűnnek el, majd a nád babásodik, és kipusztul"./Kovács M. Tóth L. et. al. 1979. A Balaton nádas-állományának pusztulásáról./ 19, A Kis-Balaton Növényinterpretációs térképei megkülönböztetnek közel harminc nádas- és ugyanannyi hínártársulást, de, hogy a nádasban a különböző vízterekben ez hogyan változik, - fajokban és területben, - azt nem. Pedig ez a jelzőrendszer!
Az adott, és a felülvizsgálati anyagban megerősített tározószabályozás, valamint az I. ütem, Hídvégi tó kialakítása, folyamatosan biztosítja a kékalgák dominanciájának környezeti feltételeit, bár kutatások már korábban (Dr. Borbély Gy. et. al.1996), bizonyították a kékalgák makrofitákra is toxikus hatását.
    A hiányokra és a „koncepciótól” eltérő működésre többen felfigyeltek, de nem ellenőrizték a mérleget és a folyamatokat. (Istvánovits V. Heródek S.)22.
    A vízvédelmi rendszer e szellemben való továbbépítése káros a vízminőség-, környezetvédelem szempontjából is, és a természetvédelmi célokkal is ellentétes.
3.   A vizsgálatokat végző kutatók eredményei azt mutatják, hogy:
a.     A felső tározó foszforeltávolítási hatásfoka a kezdeti években 50 % körüli értéket mutat és jelentős foszforhiányt, a tározóban visszatartott ÖP-ben. Még az eredeti talaj foszfortartalma is alig van meg. Nem is számolva a kipusztult, lebomló makrofiták foszfortartalmát. Tehát nagyon jó foszforeltávolítási hatásfoka volt a Hídvégi tónak! (Mindez alapjaiban megváltozott, miután zöldaratással kipusztították a nádasokat és gyékényeseket, valamint a sásos területekkel együtt, a vízszintszabályozás következtében befulladtak, nyíltvizű „algástó” alakult ki.)
b.    A denitrifikációhoz szükséges anoxia biztosított, aktív mikrobiális redukció zajlik az alzatban. Ez eredményezi a kékalga tömegszaporulat feltételeit, az időjárás és más tápanyagbőség, mellett.
c.     Az üledékben feltűnően negatív redox értékek találhatók tehát redukció zajlik a térben.
    Az ábrán csak az oldott ortofoszfát, szerves foszfor, amely lehet oldott és formált, valamint a döntően diffúz eredetű, az üledékrészecskékhez rögzült szesztonikus foszfort vizsgáljuk. Nagyobb részletességű felbontás esetén, elvesznénk az átalakulási folyamatokban. Gyakorlatilag ez a három csoport jelenti, az un. összes foszfor legnagyobb hányadát, több mint 95-98%-át.

    A legfontosabb kicserélődési kapcsolatokat a ciklusban jelöltük.
A holt szerves-anyagok lebontása két fő úton zajlik, az aerob és az anaerob baktériumok révén. Az aerob bomlás során keletkező foszfátok visszajutnak az anyagforgalomba. A nádasokban és a taviüledék 4-8 cm-es zónájában az anaerobok "működése" dominál, amit a redoxpotenciállal mérhetünk. Az itt zajló mikrobiológiai folyamatokban, megfelelő szénforrás mellett, zajlik a denitrifikáció, kén- és foszfor redukció és metánképződés. A bomlás során keletkezik a mocsárgáz, amely a buborék nagysága, légnyomási viszonyok, az üledék ellenállása alapján felszáll. A felszálló buborék anyagai, gázai részben visszaoldódnak, részben vissza-oxidálódhatnak, és/vagy a légkörbe távoznak. A kipattanó buborék foszfin tartalma a 100% páratartalomban és/vagy difoszfin jelenlétében oxidálódik -lidércfény-, majd foszfát aerosol formájában a légkörbe jut.
    A reakció idők nem teljes ismerete, még egy félreértést, vagy rossz szóhasználatot kell, hogy tisztázzon, ez a "belső terhelés". (Minden, ami a tóban bent van az kívülről jutott be, kivétel a tó, vagy tározó keletkezése időpontjában, a talajban, vagy az ott élt növényzetben lévő tápanyag.) Belső terhelés, a „zárt rendszer” szerinti sémában, - üledékbe való eltemetődés, majd felszabadulás - esetén a tó reakciói a külső terhelés változására lassabban reagálnának, kiegyenlítettebbé válna. l. 4. ábra. Adott esetekben azt tapasztaljuk, hogy a tó, mocsár, vagy nádas üledéke, mintha jelentős mennyiségű foszfort adna le. Ez csak egyet jelenthet, hogy megváltoztak a környezeti viszonyok az adott reakció sorozathoz, a biociklusban más út, válik dominánssá. Jellemző példának lehet tekinteni azt az esetet, L. 3. ábra) amikor a redukált foszfor gáz az oxigén telített vízben felfelé áramolva oxidálódik, beoldódik és visszakerül a "reaktív" ciklusba. Ez nem belső terhelés, csak azt jelenti, hogy megváltoztak azok a környezeti feltételek, amelyek a redukált gázok kiáramlását biztosítják.

4. ábra (Keszthelyi medence, csapadék, klorofil)
Különös és tanulmányozandó esetnek kell tekintenünk, a tavi üledék felső rétegében, az intersticiális vízben lévő oldott ortofoszfát tartalom állandó változását. Ez érkezhet a vízfázisból, - oxidatív holt szerves-anyag bomlástermék, és érkezhet az alsóbb anaerob rétegekből is, amikor a redukált vegyületek a felsőbb oxidatív rétegben oxidálódnak és növelik az intersticiális foszfáttartalmát. De mint azt Dobolyi E. 1995. 24, évi kutatásában is jelzi, hogy a pórusvíz foszforkoncentrációja változó, de növekedést nem mutat. Az üledékben a felhalmozódás nem mutatható ki.
Ezek a folyamatok rétegeződő mély tavaknál sokkal lassúbbak, itt valószínű, hogy a visszaoldódási folyamatok dominálnak és csak a sekély partközeli részeken, a nádasokban van valódi eltávozás.
    A folyamatok természetesen nem külön-külön működnek, hanem a víz biológiai tulajdonságai, a tó, a mocsár geokémiai környezete, az élővilág, az üledék és az áramlási viszonyok együttese, határozza meg a hatékony foszforeltávolítást, a tó a mocsár ökológiai stabilitását, diverzitását és tűrőképességét.


1.     Környezettanilag a foszfor a legfontosabb limitáló tápeleme a szervesanyag termelésnek.
2.     A felszíni vizekben többnyire csak nyomokban található biológiailag hozzáférhető szabad foszfor.
3.     A foszfor a bioszférában szinte kizárólag teljesen oxidált formában van. A redukálódott formák, környezeti lehetőségektől függően azonnal oxidálódnak.
4.     A korábbi elképzelésekkel ellentétben nem tudunk olyan foszformérlegről, amelyben, az üledékben történő felhalmozódás kiadná a mérleg hiányzó részét ± 20-30% pontossággal. Ez azt jelenti, hogy a foszfor nem felhalmozódik az üledékben, hanem a belső forgalom bizonyos körülmények között dúsul, majd átalakul, és valamilyen úton távozik.
5.     Foszfor kilépés a vízi anyagforgalomból mai ismereteink szerint négy úton zajlik:
a. Növényzet aratása és kisodródása.
b. Az állatvilág útján, kirepülés, elvándorlás, halászat.
c. Redukált foszforgázok kibuborékolása.
d. Üledékben való eltemetődés.
Ez utóbbi két pontnak a szerepét, nagyságrendjét kell részletesebben vizsgálnunk.
    Ugyanúgy tudjuk, hogy még messze nem ismerjük eléggé azokat a foszfor-formákat, amelyek valóban teljes mértékben kiléptek az anyagforgalomból. A biológiai hozzáférhetőség és azok átalakulásának ideje és feltételei még sok alapkutatást kívánnak.

A mai tapasztalatunk azt mutatja, hogy extrém foszforszennyezések-, formák kivételével, az összes foszfor az egyetlen reális mérőszám, ami a tavak terhelésénél számításba lehet venni. (Ne adjunk meg mérőszámot, határértéket, (BHP, (vagy BAP) "biológiailag hozzáférhető foszfor") ismeretlen mértékegységre! Bár lehet, hogy még törvényekben, rendeletekben is szerepel az MTA ajánlására!)
Ismerünk, elkülönítettünk baktérium törzseket, amelyek a foszfátot laboratóriumi körülmények között is redukálják. (Wittner M. 1985.)1,

    Terepmunkával, mintavételek szisztematikus rendszerezettségével juthatunk csak közelebb a megismeréshez. Ma már nem teljesen sötétben kell kutatnunk, hiszen több kutatás is bizonyította a természetben lezajló foszfátredukciót. Ha mérlegeket átgondoljuk, más út nem létezhet. Környezettanilag, nagyon zárt szabályok szerint zajlik a folyamat. A természet takarékos avval az anyaggal, aminek nincs bőségben. Tehát bizonyos rövidre zárások, megtéveszthetik a kutatót. Vagy rákérdezünk a lényeges folyamatokra, és azt kutatjuk, meghagyva egyes területeket "fekete doboznak", nem mintha lényegtelen lenne, de a mérleghiány alapkérdésére nem válaszolnak.
Anyagforgalmi vizsgálatok a Kis-Balatonon 4,                     
Módszerekről és eredményekről:
A modern módszerekről több szerző értekezik. 2, 3, Gyakorlati terepmunkához, vagy egyszerűbb felszereltségű laboratóriumban, régebbi módszerekhez kell visszanyúlni.
A kitűzött feladat elvégzéséhez a STANDARD METHOD 1947. Kiadásában találtunk adaptálható módszert.
2347. old. Detection And Determination Of The Varius Gases.
GrupII. KOH 1,3 sp.gr.: Többek között H2S
Grup III. Gases Soluble In AgNO3 , Solution Phosphine PH3
Tehát a kénhidrogén elkülöníthető a foszfintól. A gázkromatográfiás-tömegspekrometriás módszernél ez volt a legnehezebb feladat, mivel tömegük csak a harmadik tizedesben tér el.
2367. old. Quantitatve Determination (Lemoult, Compt. Rend. 139.478 (1904)

Metodika lényege:
A foszfín lekötésére ezüstnitrátot alkalmazunk.
PH3 + 3AgNO3   > Ag3P (ülepedik) + 3 HNO3, a pH savanyodik.
Interferencia: Arzén
Minőségi teszt a foszfínra: Semleges KI + HgI2 + PH3 > sárgás precipitátum.
Arzén fekete kicsapódás.

Ha a mocsárból kiáramló gáz, feketére festi az ezüstnitrátot akkor sok a kénhidrogén, akkor káliumhidroxidos előtét feltéttel kell a kénhidrogént leválasztani.
Az ezüstnitráttal leválasztott ezüst-foszfitot vagy 0,45 μm szűrőpapíron szűrjük, vagy centrifugáljuk (pontosabb), majd hidrogénperoxiddal a következő egyenlet szerint oxidáljuk:
Ag3P + +3HNO3 + 4H2O2 > 3AgNO3 + H3PO4 + 4H2O, majd foszfát meghatározást végzünk, savas molibdát reagenssel.
    A Kis-Balaton anyagforgalmára érvényes méréssorozatra jelen kutatás keretében eddig nem volt mód, a két befolyó (Zala, Egyesített-övcsatorna) kisbalatoni vízterének anyagforgalmi tulajdonságainak jellemzését kívántuk csak meghatározni.
A kutatás elvégzéséhez szükséges nyújtott alakú gázelnyelető feltéteket üvegtechnikai laboratóriumban készíttettük el.
    A 25 cm átmérőjű, 4 liter térfogatú gázfelfogó tölcsérhez teflon csővel csapot, illetve az elnyelető feltétet csatlakoztattuk.
    A víz alá merített tölcsérből először a levegőt lassan kiengedtük, majd az alzatból a gázokat felszabadítottuk.
    Az ismert térfogatú tölcsérben összegyűlt gázt lassan átbuborékoltatva az ezüstnitráton, ezt az adott víztérben többször megismételtük.
Az adott víztérből vett és lekötött gázmintát laboratóriumban dolgoztuk fel a metodika szerint.
    A Zala vízterét és az Egyesített-övcsatorna vízterét a Biológiai vízminősítés módszerével határoztuk meg. A „holt terek” és az eltávozott gázok vizsgálatát, detektálását, külön program keretében kívántuk (kívánjuk) elvégezni.
    A Zala víztér mintavételi helyét az I. terelőtöltés csúcsánál a nádasban, az Egyesített övcsatorna vízteréből a Gurgulói árok mentén a nádasból vettük a mintákat, mindenkor ellenőrizve a vezetőképességet, jellemzően 750-800 μS/cm, Zala vízterében 550-600 μS/cm.
Eredmények: (1 liter PH3 = 1,53g)
Oldott oxigén adatok: 1-3cm, 5-10cm, 60cm mélységben mérve

    Az adatokból látszik, hogy a Gurgulói árok térségében a mocsárgáz foszfin tartalma lényegesen magasabb, ami nagyobb mikrobiológiai aktivitásra utal. A két területen az oxigéntartalom szintén jelentős eltérést mutat. Míg a Gurgulói ároknál a nádasban, minden esetben nagyon jelentős az oxigéntartalom rétegezettsége, addig a Terelő mellett az adatok keveredésre mutatnak. (Nevezhetjük, eltérő „foszfinprodukciós potenciál”-nak is. Dévai Gy.)
    Ha a foszfor felszabadulást vizsgálom, minden messzemenő következtetés levonása nélkül, akkor megállapítható, hogy a gurgulói árok menti nádasban három, ötszörös foszfor elimináció tapasztalható.
    Ha a Badacsonytomaji tapasztalatokkal összevetem az adatokat, akkor a napi 3-7 liter gázkiáramlással négyzetméterenként a Gurgulói részen ez 3,427 mg/m2 x nap foszforeltávolítást jelenthet.
Ugyanez a Zala vízterének nádasaiban 1,20 mg/m2 x nap eltávolítást jelent.
A különbség tehát több mint kétszeres.
    A kevés adat miatt teljesértékű anyagforgalmi következtetéseket nem lehet levonni, de ha a Gurgulói eliminációt extrapolálom a 16 km2 területre, akkor ez évi több mint 20 tonna foszforeltávolítást jelent. A Badacsonytomaji mérések ennek az értéknek közel a dupláját mutatták, (a több mint 84,5 kg/év terhelésből 50-55 kg/ha x év). De itt a Kis-Balatonon, nem ismerem a pontos terhelést, a vízeloszlást, kedvező és kedvezőtlen környezeti feltételek területét stb. (mintegy 1600 ha az Ingói berek területe)
   Az összehasonlító adatok mindenképpen azt indokolják, hogy az elosztott, egyirányú, kvázilamináris áramlásban a foszfor elimináció lényegesen jobb, mint a sodorvonalban terjedő víz esetében.

Összefoglalás, Ajánlás:                                                 
    Eutróf tavak vizsgálatából arra következtetünk, hogy az eutrofizálódás kezdeti stádiumában inkább a vas III, Ca, foszforcsapdázás, az üledékből felszabaduló foszfor- visszaoxidálódási és felhalmozódási, termelési folyamatok dominálnak, majd a folyamat előrehaladtával, a vas redukálódik, a foszfát felszabadul, az anaerob mikroorganizmusok a foszfátot is redukálják. Amikor a légzés és holt szervesanyag oxigénfogyasztása éjszakai anaerobiához vezet, megkezdődik a foszfin-foszfor kipumpálása és a mindenkori szintnek megfelelő egyensúlyi állapot alakul ki. Az anaerob mikrobiális folyamatok lesznek a dominánsak. A termelés csökkenésével, az időszakos, napszakos oxigénhiány megszűnésével újra domináns lesz a visszaoxidálódás, amit korábban, "foszfor felszabadulásnak" neveztek, ekkor nő meg a nádasok szerepe! Ezek a folyamatok rétegeződő mély tavaknál sokkal lassúbbak, itt valószínű, hogy a visszaoldódási folyamatok dominálnak és csak a sekély partközeli részeken, a nádasokban van valódi eltávozás.
Itt hívjuk fel a figyelmet a természetes parti tájék, nádasok kiemeltebb védelmére!
    Az anaerob mikrobiális foszforeltávolítási folyamatok jelenségeinek ismerete régi keletű.
(L.Révai nagy lexikon, Bolygó tűz, lidércfény, foszfin, címszavakat, Marpmann, 1897.)
Az eutrofizálódás foszfor eltávolítási mechanizmusában Felföldy, Dévai, Wittner, Plósz és munkatársai bizonyították a redukció kiemelkedő szerepét, 1983-86 években végzett kutatásaikkal. Vízinövény állománnyal történő víztisztítás technológiájának kidolgozása és paramétereinek kimérése. OKKFT, 1982-86. Plósz Sándor témafelelős, Dr Felföldy Lajos tudományos témavezető.
    A kutatás bebizonyította, hogy megfelelő körülmények között, az adott technológiával, vizi-mocsári vegetációra, rajta egyirányból átáramló vízből eltávolíthatók a növényi tápanyagok. A vízi növényzettel benőtt mocsár ugyanakkor a lebegőanyagot is visszatartja. A lebegőanyag szerves részét az élővilág táplálékul hasznosítja, szervetlen része az üledékben temetődik. A kutatás bizonyította ennek a foszforeltávolítási mechanizmusnak a jelentőségét, nagyságrendjét és feltételeit.
    Felföldy L., Dévai I. kémiai módszerrel, Wittner I. bakteriológiai módszerrel, Preczner Zs. Indukált sötét redukció módszerrel bizonyították a foszfát redukciót, és nagyságrendjét. 1, 2,
    Az eltávolító mechanizmusok ismeretében körvonalazhatók azok a feltételek, amelyek mellett a nádas-mocsarak a felszíni vizek eutrofizálódását okozó szervetlen növényi tápanyagokat eltávolítani, vagy legalább a kritikus szint alá szorítani képesek.
    Egyik ilyen követelmény, hogy a tisztítandó víz, megfelelően egyenletes elosztása a mocsár medencében csóva, rövidzár, pangó részek kialakulása nélkül. Hasonlóan fontos, hogy a mocsár vízében kialakuljon az oxigén-szegény (esetleg teljesen anaerob) alsó réteg. Ezt csak sűrű növényzet képes biztosítani, ami részben évente megtermeli a baktériumok oxigénelvonó működéséhez szükséges szerves szénvegyületeket, elsősorban lassan bomló rost anyagokat (cellulóz), másrészt árnyékolja a víz fenekét, megakadályozva a felmelegedést, és oxigénellátást fotoszintézis útján. A vízhozamnál figyelembe kell venni, hogy a vizek és rétegek, turbulens áramlással ne keveredjenek. Tudnunk kell többek között, hogy turbulensen áramló víz, folyó, nem élőhelye a nádasnak! Végül, de nem utolsó sorban a sűrű növényzet nem teszi lehetővé a víz felkeveredését hullámzással és szélkeltette áramlás kialakulásával.
    A jó működés műszaki feltétele az is, hogy a tisztított víz bukóélen áthagyja el a nádast, mert így a felső, oxigéntartalmú, lebegőanyagtól és az anaeróbikus fenék redukált vegyületeitől mentes víz távozik, másrészt a bukóél megakadályozza az alsó réteg aktív iszapjának megszökését, a mocsár kiszáradását.
    A folyamatok természetesen nem külön-külön működnek, hanem a víz biológiai tulajdonságai, a tó, a mocsár geokémiai környezete, az élővilág, az üledék és az áramlási viszonyok együttese, határozza meg a hatékony foszforeltávolítást, a tó a mocsár ökológiai stabilitását, diverzitását és tűrőképességét.
    Ezeket kell tudomásul vennünk, amikor a Kis-Balatonnál keressük, hogyan tovább kérdésre, a választ.
        Számtalan meg egy nyitott kérdés van még,
példaként említhetők a teljes körű igény nélkül: oxidáció buborékból, beoldódás különböző mélységű és oxigén tartalmú vizekben, oldódás a buborékból, a rétegezettséget fenntartó maximális áramlási sebesség, az időjárás, hőmérséklet és a légnyomás szerepe, "légszennyezés"-i folyamatok meghatározása, stb.

    A Badacsonytomaji kutatás eredményét elsősorban abban a felismerésben /meg­állapításban/ lehet megjelölni, hogy “nem a növényzet tisztít, de növények nélkül nincs tisztulás” és abban, hogy a mocsári üledéknek funkcionálisan aktív fakultatív vagy obligát anaerob iszapnak kell lenni, valamint alapvetők az áramlási feltételek, amelyek a nádasvíz rétegezettségét fenntartják. A fentebb leírt körülmények között a foszforeltávozás alapvető útja a redukció.
    A Kis-Balatonra, a Természetvédelmi Hivatal felkérésére, ökológus, biológus, tájrendező és hidrológus szakértők meghatározták a beavatkozási és kutatási feladatokat, az ajánlott terv, rendelkezésre áll, (2001-04-15), az „építés menetrendje” azonban, eddig, nem változott!
A nádasok pusztulása halad előre!
További kutatásokkal kell a jelenségeket, folyamatokat meghatározni, pontosítani!
    Az utóbbi évek, évtizedek ökológiai kutatásai, az eutrofizálódás és ellene való védekezés bizonyította, a vízparti mocsári növényzet, a nádasok, gyékényesek, stb. szerepét és alapvető jelentőségét a foszforeltávolítás, foszfátredukció folyamataiban. Az 1982.-es Biológiai Vízminősítés témában tartott konferencián ajánlottakat itt megismételjük!
    A biológiai vízminősítés négy alaptényezői közé (halobitás, szaprobitás, trofitás, toxicitás), a parti tájék, vízi-mocsári növényzet minősítését vegyük fel ötödik tényezőnek! Dolgozzuk ki annak tartalmát, minősítési rendszerét! Biztosítsuk fejlesztő jellegű megőrzését! 26,
Biztosítsuk-, és fogadjuk el-, állítsuk helyre, a tavak, folyók természetes vízjárását, az önző érdekekkel szemben.

1.     EUTROSTOP jelentés a Badacsonytomaji kutatásokról, Szerk. Plósz Sándor,1986. Dr.Felföldy Lajos, dr.Dévai István, dr. Deák Zsuzsanna, dr.Dinya Zotán, dr.Gulyás Ferenc, Muszkalay László, Plósz Sándor, dr.Pretzner Zsófia, dr.SzalayMarzsó László, Tóth László, Dr. Wittner Ilona kutatási jelentései alapján.
2.     I. Dévai, L. Felföldy, I. Wittner, S. Plósz. Detection of phosphyne: new aspects of the phosphorus cycle in the hydrosphere, NATURE, No. 6171, 1988. 343-345.
3.     A NATURE cikkre, 39 idéző cikk, hasonló eredményekkel, mocsarakban, wetland-okban. (igény esetén a címlistát is mellékelem)
4.     Plósz S. Természetvédelmi és foszfor-anyagforgalmi kutatások a Kis-Balatonon, Témafelelős: Plósz S. 1999-2001.
5.     Révay Nagy Lexikon: Foszfin, Bolygó tűz, Lidércfény címszavak.
6.     Plósz S. Még egyszer a foszforciklusról, Biotechnológia és Környezetvédelem IX. évf. 2. 55-56.
7.     BALATON Vízminőség-védelmi tanulmány, Zala vízgyűjtő. 1976. NYUDUVIZIG
8.     Plósz S. Balaton eutrofizálódás elleni védelme, 1977. VÁTI.
9.     Plósz S. és munkatársai: Kis-Balaton Technológiai koncepció terv, 1979. VÁTI.
11. ÁTTEKINTÉS, a BALATON vízminőségével összefüggő, a HOSSZÚ TÁVÚ FEJLESZTÉSI PROGRAM-ot érintő, fontosabb kérdésekről, 1982. ÉVM (készült az MTA részére, Összeállította: Farkas T. Plósz S.)
12. S. Plósz, Der Schutz der Wasserqualität den Seen vor Eutrophierung, Bonn 1987.
13. Plósz S. Természetvédelmi és foszfor anyagforgalmi kutatások a Kis-Balatonon, KAC 1999-2000.
14. Plósz S. Szakértői jelentések a KÖM részére, átadott tanulmányok, 1999-2000. (kéziratok)
15. Dr. Somlyódy L. Dr. Herodek S. (témafelelősök) A Kis-Balaton alsó tározó felülvizsgálata, Szintézisjelentés, kapcsolódó kutatási jelentések és mellékletei. 1997.
16. VIZITERV Kis-Balaton Védőrendszer II. ütem átalakítása, Módosított vízkormányzás tanulmányterve, Tsz:885, 2000. október,
17. Plósz S. Eljárás és műszaki megoldás a Kis-Balaton Vízvédelmi Rendszer II. ütem átalakítására, MSZH, 2000.
18. Dr. Felföldy Lajos, A vizek környezettana, 1981. MgK.
19. Plósz S. Nádas rehabilitációs program kidolgozása a Balaton parti sávjában. 2000. (Kutatási jelentés)
20. Futó E. Kis-Balatoni tanulmányok. (kéziratok, szóbeli közlések)
21. Szerk.: Somlyódy László, 2000. MTA A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései.
22. Istvánovics Vera, 2001. Összefoglaló a Kis-Balaton foszfor forgalmáról, (kézirat), - A KBVR foszforforgalmi részfolyamatai (kutatás, 2000. Összefoglalása)
23. Nádorné Vörös I. 1996. A Keszthelyi-öböl tápanyagterhelésének összefüggései az 1990-es években a Zala vízgyűjtőjén bekövetkezett változásokkal
24. VITUKI Consult Rt. 2000. (Tf. Puskás Erika) A szennyezés és tápanyag-kibocsátás speciális balatoni kritériumainak meghatározása, javaslat a szabályozásra.
25. Dobolyi E. (1995.): A Balaton mederüledékének vizsgálata – Kutatási jelentés, KDT-KÖFE
26. Plósz S. Tavak, kis-vízfolyások, csatornák, védendő parti övezetének (tájékának) meghatározása, a litorális-, ripális régió szabványosításának előkészítése, Tanulmány. 2003.
27. Balogi Zsolt, Ördög V. Mederüledék monitoring a Balatonon. 2000-2002.

Megnyitva 45552 alkalommal

Hozzászólni csak a bejelentkezett felhasználók tudnak