DOKTORI (PhD) ÉRTEKEZÉS TÉZISEI. VESZPRÉMI EGYETEM GEORGIKON MEZŐGAZDASÁGTUDOMÁNYI KAR Növénytermesztési és Kertészeti Tudományok Doktori Iskola

Átírás

1 DOKTORI (PhD) ÉRTEKEZÉS TÉZISEI VESZPRÉMI EGYETEM GEORGIKON MEZŐGAZDASÁGTUDOMÁNYI KAR Növénytermesztési és Kertészeti Tudományok Doktori Iskola Témavezető: DR. HABIL LEHOCZKY ÉVA mezőgazdasági tudomány kandidátusa NEHÉZFÉMEK AKKUMULÁCIÓJA A TALAJ-NÖVÉNY RENDSZERBEN Készítette: FODOR LÁSZLÓ KESZTHELY 2002

2 TARTALOMJEGYZÉK Oldal 1. A KUTATÁS ELŐZMÉNYEI, CÉLKITŰZÉS 1 2. ANYAG ÉS MÓDSZER 4 3. EREDMÉNYEK Nehézfém terhelések hatása a talaj szántott rétegének elemtartalmára Nehézfémek kimosódásának vizsgálata Nehézfém terhelések hatása a növények növekedésére, fejlődésére, termésére A termesztett növények nehézfém tartalmának változása a talajterhelés nyomán A föld feletti termésbe épült nehézfémek mennyisége ÚJ KUTATÁSI EREDMÉNYEK JAVASLATOK AZ EREDMÉNYEK ELMÉLETI ÉS GYAKORLATI FELHASZNÁLÁSÁRA AZ ÉRTEKEZÉS TÉMAKÖRÉBŐL ÍRT TUDOMÁNYOS KÖZLEMÉNYEK, PUBLIKÁCIÓK EGYÉB KÖZLEMÉNYEK, PUBLIKÁCIÓK 47

3 1. A KUTATÁS ELŐZMÉNYEI, CÉLKITŰZÉS Napjainkban a környezetszennyezés egyre nagyobb mértékben terheli a környezeti elemeket, így a talajt is. A környezetvédelmi kutatások között kiemelt helyet foglalnak el a nehézfémekkel és más toxikus elemekkel végzett vizsgálatok. Ipari körzetekben, városokban, közlekedési főútvonalak mentén, szennyvíziszapokkal kezelt területeken megnőtt a talajok nehézfém tartalma. A magas nehézfém tartalom nem szükségszerűen az emberi tevékenység következménye, hiszen a kőzetek, ásványok és így a talajok lehetnek természettől fogva, geológiailag is szennyezettek. A talajok hosszú évekig képesek felhalmozni a nehézfémeket anélkül, hogy azok akut mérgező hatása nyilvánvaló lenne. Azonban szűrőkapacitásuk véges, bizonyos terhelési szint felett áteresztővé válnak és maguk is szennyezőforrásként szerepelnek. A toxikus elemek megjelennek a vizekben, felvehetővé válnak a termesztett növények számára, bekerülnek azok vegetatív és generatív szerveibe és ezen keresztül a táplálékláncba, ahol hosszú távon kimutatható károsodásokat okozhatnak. Hol az a határ, mi az a terhelési szint, ahol a káros hatás bekövetkezik? Ez talajtípusonként változik. A talajok terhelhetőségi határértékei a talajtulajdonságok (ph, szervesanyagtartalom, agyagásvány tartalom, agyagásványok minősége, stb.) függvényében értelmezhetők. A növényi határkoncentrációk is csak adott növényre mérvadóak. Tehát a főbb hazai talajokon minden fontosabb növényi kultúrára meg kell állapítani azokat. 1

4 A szennyezettség megítélésénél ma még jórészt külföldről átvett, főleg tenyészedény kísérletekben megállapított határértékekre támaszkodunk, melyeket a hazai kutatási eredmények birtokában folyamatosan felül kell vizsgálni. Magyarországon a helyi talajtani, hidrológiai, éghajlati viszonyokra érvényes terhelési határértékekre van szükség, melyek biztonsággal tájékoztatják a termelőket, a fogyasztókat, a környezetvédelmi szaktanácsadást és szakigazgatást. A nehézfém-talaj-növény kapcsolatrendszer egzakt szabadföldi kísérletekben tanulmányozható megbízhatóan. A KTM-MTA TAKI által ben indított Környezetünk nehézfém-terhelése c. kutatási program célja, a főbb hazai talajokon (meszes vályog, meszes homok, savanyú vályog, savanyú homok) szabadföldi kisparcellás tartamkísérletekben vizsgálni a nehézfémek és más potenciálisan toxikus elemek viselkedését a talaj-növény rendszerben és a táplálékláncban. A kutatómunkába ben kapcsolódtam be. A SZIE Gazdálkodási és Mezőgazdasági Főiskolai Kar Tangazdaságában gyengén savanyú csernozjom barna erdőtalajon állítottunk be nehézfém-terhelési tartamkísérletet az MTA TAKI-ban kidolgozott irányelvek és módszertan szerint. Kutatómunkánk során az alábbi elméleti és gyakorlati szempontból is fontos kérdések megválaszolását tűztük ki célul: 2

5 1. A talajra jutó nehézfém szennyezők közül melyek akkumulálódnak a művelt felső talajrétegben? 2. A talajra jutó nehézfém szennyezések bejutnak-e a mélyebb rétegekbe és így veszélyeztetik-e közvetlenül a vízkészletet? 3. Milyen terhelésnél következik be a növények károsodása (fitotoxicitás), a termés és a minőség romlása? 4. Milyen mértékben kerülnek be a vizsgált elemek a növényekbe és ezen keresztül a táplálékláncba? Mely növények, növényi részek akkumulálják a nehézfémeket és milyen mértékben? 5. Alkalmasak-e a talaj- és növényvizsgálatok a nehézfém szennyezések utólagos minősítésére, visszamérésre, ellenőrzésre? 6. Milyen agrotechnikai beavatkozásokkal, vetésforgókkal védekezhetünk a káros nehézfém terheléssel szemben a mezőgazdasági területeken? Doktori értekezésemben a gyöngyösi kísérlet első három évének (1995, 1996 és 1997) eredményeit dolgozom fel és mutatom be. 3

6 2. ANYAG ÉS MÓDSZER A szabadföldi nehézfémterhelési tartamkísérletet a Gyöngyösi Főiskolai Kar Tass-pusztai Tangazdaságában az A-14-es táblán állítottuk be novemberében. A Tangazdaság Gyöngyöstől 8 km-re NY-ra található, területét É-ról a 30-as sz. főközlekedési út, D-ről pedig az M3-as autópálya határolja. Természetföldrajzi besorolás szerint az Északi-középhegység nagy tájhoz tartozó Mátraalján helyezkedik el. A kísérleti hely talaja bázikus üledéken (andezit, andezit tufa) kialakult gyengén savanyú kémhatású csernozjom barna erdőtalaj, amely az alábbi főbb kémiai és fizikai paraméterekkel jellemezhető: ph (H2 O)=6,4; ph (KCl) =5,4; y 1 =9,5; CaCO 3 %=0; Humusz%=3; K A =45; L%=70; hy=4,8. Szemcseösszetételében az agyag és az iszap frakció dominál. Fizikai talajféleség szerinti besorolása agyagos-vályog, térfogatsúlya 1,21 g/cm 3. A talaj kationcsere-kapacitása (T-érték) 40 mgeé/100 g talaj. A kicserélhető bázisok összes mennyisége (S-érték) 36 mgeé/100 g talaj, így a bázistelítettség (V%) 90%. A kicserélhető kationok közül a Ca ++ 83, a Mg ++ 10, a Na + 6, a K + 1%-ban található. A terület felszíne enyhén lejtős, tengerszint feletti magassága 150 m. A talajvíz kb. 10 m mélyen helyezkedik el, így szennyeződésének esélye felszíni kimosódással minimális. A talaj vízgazdálkodását a jó víznyelés, jó vízvezető képesség, és jó víztartó képesség jellemzi. Heves záporok alkalmával barázdás erózió megfigyelhető a művelt területen. 4

7 Mátraalján az évi középhőmérséklet 8-10 ºC, az éves csapadék mennyisége mm, de eloszlása nem egyenletes a tenyészidőszakban és 1996 az átlagosnál csapadékosabb évek voltak (634, ill. 651 mm), míg 1997-ben lehullott csapadék mennyisége a sokévi átlag alatt maradt (453 mm). A kísérletet 8 elemmel (Al, As, Cd, Cr, Cu, Hg, Pb, Zn) állítottuk be, 3 terhelési szinten (0/30, 90 és 270 kg elem/ha), 3 ismétlésben, 35 m 2 -es parcellákkal. Az osztott parcellás (split-plot) elrendezésű kísérletben a 8 vizsgált elem jelenti a főparcellákat, és a három terhelési szint az alparcellákat (1. ábra). A parcellákat 2 m-es utak határolják a jó megközelítés, valamint a művelésből adódó talajáthordás csökkentése érdekében. Az ismétléseket 4 m-es utak választják el egymástól. A kísérletet füvesített védősáv veszi körül az eróziós talajelhordás megakadályozása céljából. A kezeléseket a kísérlet beállításakor az elemek vízoldható sóinak felhasználásával végeztük (1. táblázat). 5

8 6

9 1. táblázat A nehézfémterhelési szabadföldi kísérlet kezelései Gyöngyös, 1994 Elem Terhelési szintek kg elem/ha Alkalmazott jele sók formája Al Al(NO 3 ) 3 9H 2 O As NaAsO 2 Cd CdSO 4 8H 2 O Cr K 2 CrO 4 Cu CuSO 4 5H 2 O Hg HgCl 2 Pb Pb(NO 3 ) 2 Zn ZnSO 4 7H 2 O A só adagokat előre kimértük, száraz homokkal összekevertük és egyenletesen kiszórtuk a parcellákra, majd kombinátorral 8-10 cm-re a talajba dolgoztuk. A kísérletben 1995-ben őszi búzát, 1996-ban kukoricát és 1997-ben napraforgót termesztettünk. A talajművelést, trágyázást, vetést, ápolási munkákat az általános üzemi agrotechnika szerint végeztük. A kísérletben talajfertőtlenítést, vegyszeres gyomirtást nem alkalmaztunk, hogy a peszticidek esetleges fitotoxikus hatása a kísérletet ne zavarja. Évente talajvizsgálatot végeztünk ben és 1997-ben minden parcelláról átlagmintát vettünk a szántott (0-30 cm) rétegből pontminta egyesítésével. A mintákat 40 ºC-on szárítottuk, daráltuk, homogenizáltuk, majd meghatároztuk az NH 4 -acetát+edta oldható vagy felvehető elemtartalmat Lakanen-Erivö (1971) szerint. 7

10 1996-ban csak a maximális adagú (270 kg/ha) kezeléseket mintáztuk. A parcellák 0-30, és cm-es rétegeiből vettünk mintát. A mintavétel a fúrólyukakból patronos kiemeléssel történt. Parcellánként 5-5 fúrás képezett egy-egy átlagmintát rétegenként. A talajmintákban szárítás, darálás és homogenizálás után meghatároztuk a cc.hno 3 +cc.h 2 O 2 feltárással becsülhető összes elemkészletet, valamint a felvehető tartalmat Lakanen-Erviö (1971) szerint. A tenyészidőszak folyamán állomány bonitálásokat, fenológiai megfigyeléseket végeztünk. Növénymintavételre a növények tápláltságát leginkább jellemző fenofázisokban került sor. A bonitálási, növénymintavételi időpontokról és módszerekről a 2. táblázat ad áttekintést. Mértük a növényminták zöld súlyát és ºC-on történő szárítás után a légszáraz súlyt. A betakarításkori mintakévék feldolgozásakor meghatároztuk a főtermés (szemtermés) és a melléktermés (szalma, pelyva, szár, csutka) súlyát és a termésátlagokat. A növényi anyagban az összes elemtartalmakat határoztuk meg cc.hno 3 +cc.h 2 O 2 feltárást követően. A talaj- és növényminták elemanalízisét az MTA TAKI ICP laboratóriuma végezte, kb. 25 elemre ICP- AES technikát alkalmazva. Az adatok matematikai, statisztikai értékelését variancianalízissel végeztük. Az SzD értéket P= 5%-os szignifikancia szinten adtuk meg. 8

11 9

12 3. EREDMÉNYEK Nehézfém terhelések hatása a talaj szántott rétegének elemtartalmára A kezeletlen csernozjom barna erdőtalaj átlagos elemösszetételét összehasonlítva a meszes csernozjom talaj összetételével megállapítható, hogy a barna erdőtalaj viszonylag gazdag Fe, Al, K, Mn, Ba, Na, Zn, Cr, Cu, Pb, Co, As és B elemekben. Jelentős a barna erdőtalaj eredeti felvehető (HN 4 -acetát+edta oldható) Fe, Al, K, P, Ba, Zn, Ni, Cu, Co és Cd készlete is (3. táblázat). A szántott réteg felvehető elemtartalma az Al-ot kivéve jelentősen megemelkedett a terhelések nyomán. A Cu, Zn és Pb elemeknél a 270 kg/haos bevitel több mint tízszeres dúsulást jelentett, míg a nyomokban előforduló talajszennyezők (Cd, Cr, As, Hg) esetében a koncentráció növekedés még kifejezettebb volt az 1995 évi talajvizsgálat szerint (4. táblázat). 10

13 3. táblázat Kezeletlen talaj átlagos elemösszetétele a szántott rétegben, mg/kg száraz talajban Elem (1) Összes készlet (2) Oldható/mobilis tartalom jele Barna erdőtalaj Gyöngyös Meszes csernozjom (3) Nagyhörcsök Barna erdőtalaj Gyöngyös Meszes csernozjom (3) Nagyhörcsök Ca Fe Al Mg K P Mn S Ba Sr Na Zn Ni ,0 4,0 Cr ,2 0,2 Cu ,0 3,8 Pb ,0 5,0 Co ,0 2,2 As ,0 0,0 Se 0 7 0,0 0,2 B 7 3 1,7 2,1 Cd 0,5 0,5 0,2 0,1 Mo 0 0 0,0 0,0 Hg 0 0 0,0 0,0 (1) cc.hno 3 +cc.h 2 O 2 feltárással becsült (2) NH 4 -acetát+edta oldahtó frakció (3) Forrás: Kádár (1996) 11

14 4. táblázat Kezelések hatása a szántott réteg felvehető elemtartalmára Elem Kontroll Terhelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag jele talajban 0*/ NH 4 -acetát+edta kioldás mg/kg, 1995 Al* Cu Pb Zn Cd 0, As Cr 0, Hg NH 4 -acetát+edta kioldás, mg/kg, 1997 Al* Cu Pb Zn Cd 0, As 0 0, Cr 0,1 0,1 0,3 0,7 0,2 0,3 Hg 0 0,1 0,3 0,6 0,2 0,3 Az 1994-ben adott mennyiség visszamért %-a, 1997 Al* Cu Pb Zn Cd As Cr Hg

15 Idővel csökkent az oldható frakciók mennyisége a szántott rétegben, de a talajbani megkötődés elemenként nem azonos sebességgel ment végbe. Ez a Cr és a Hg esetében volt a legkifejezettebb. Az oldható elemtartalom 94-95%-kal volt kevesebb 1997-ben, mint 1995-ben. Az oldható As tartalom 85-90, az oldható Pb és Cd mennyisége 50-60, az oldható Cu és Zn tartalom pedig 45-50%-kal csökkent két év alatt. Az 1994 őszén adott mennyiségek (30, 90, 270 kg/ha) visszamérhetősége NH 4 -acetát+edta kioldással 1997-ben elemenként eltérő volt. A viszszamérési arányok megállapításánál abból indultunk ki, hogy a kb. 25 cm-es művelt talajréteg 1,2 kg/dm 3 -es térfogatsúllyal számolva ha-onként mintegy 3 millió kg tömeget jelent, azaz 3 kg terhelés 1 mg/kg mennyiségnek felel meg. Tehát a 30, 90 és 270 kg/ha-os terhelések elméletileg 10, 30 és 90 mg/kg elemkoncentráció emelkedést jelentenek a szántott rétegben. Az oldható formában adott Cr és Hg szinte teljes mennyisége oldhatatlan formákká alakult a talajban. Jelentős volt az Al és az As lekötődés is, a kiadott mennyiség 16, illetve 14%-a volt kimutatható e módszerrel a terhelési szintek átlagában % között alakult a Cu, Zn és az Pb visszamérhetősége. Jól kimutatható maradt a Cd, a kiadott mennyiség 2/3 része volt visszamérhető oldható formában. Úgy tűnik, hogy e fontos környezetszennyező elem hosszú ideig megtartja mobilitását a talajban. Az oldható frakciók visszamérhetőségi %-ai alapján az elemek átlagos mobilitási sorrendje 1997-ben a következő volt: Cd, Zn, Pb, Cu, Al, As, Hg, Cr. 13

16 1996-ban a 270 kg/ha adagú kezeléseket mintáztuk és a talajmintákban meghatároztuk a cc. HNO 3 +cc.h 2 O 2 feltárással becsült összes és az NH 4 -acetát+edta oldható mobilis/felvehető elemtartalmakat (5. táblázat). 5. táblázat Talajvizsgálatok eredményei a 270 kg/ha terhelésű parcellák 0-30 cm-es rétegében Gyöngyös, 1996 Elem jele Összes tartalom Felvehető tartalom Felvehető az összes cc.hno mg/kg mg/kg %-ában 3 +cc.h 2 O 2 feltárással Az adott mennyiség viszszamért %-a NH4-acetát+EDTA kioldással As 75 19, Cd 90 76, Cr 101 2, Cu 82 49, Hg 39 3, Pb 46 29, Zn , Kontroll talajon: Összes, mg/kg: As 9, Cd 0.6, Cr 30, Cu 25, Hg 0, Pb 20, Zn 85 Oldható, mg/kg: As 0, Cd 0.3, Cr 0, Cu 7, Hg 0, Pb 7, Zn 10 Azonos talajmintában az összes és felvehető koncentrációk aránya elemenként eltérő volt. Az oldható Cr és Hg frakciók gyorsan átalakultak a talajban oldhatatlan formákká, a felvehető elemtartalom csupán 2, illetve 8%-át tette ki az összes készletnek. Az 1996 évi talajvizsgálat is igazolta a Cd, Pb és a Cu fokozott mobilitását a talajban. A mobilis/felvehető frakció az összes készlet %-ában kifejezve az alábbi sorrendet adja: Cd (85%) > Pb (64%) > Cu (61%) > Zn (33%) > As (26%) > Hg (8%) > Cr (2%). 14

17 Ami az 1994 őszén adott mennyiségek visszamérhetőségét illeti, cc.hno 3 +cc.h 2 O 2 feltárással - szinte teljesen visszamérhető volt (90% felett): Cd, - jól visszamérhető volt (60-90% között): Cr, As, Zn, Cu, - közepesen visszamérhető volt (30-60% között): Hg, - gyengén visszamérhető volt (10-30% között): Pb. Ugyanazon mintákban Lakanen-Erviö módszerrel (NH 4 -acetát+edta kioldással) - jól visszamérhető volt (60-90% között): Cd, - közepesen visszamérhető volt (30-60% között): Cu, Zn, - gyengén visszamérhető volt (10-30% között): Pb, As, - nem vagy alig visszamérhető volt (10% alatt): Hg, Cr. A Cd szennyezés mindkét módszerrel jól visszamérhető, így elégséges csupán az NH 4 -acetát+edta oldható koncentrációt meghatározni ahhoz, hogy hasonló tulajdonságú talajokon a Cd szennyezést utólag minősítsük, a terhelést számszerűsítsük Nehézfémek kimosódásának vizsgálata Az elemek mélységi elmozdulásáról a talajszelvény a 0-30, és cm rétegekből vett talajminták elemanalízise tájékoztat (6. táblázat). A kilúgzás lassú folyamat, így két év távlatában csupán tájékoztató információkat szerezhetünk az elemek kimosódásáról. 15

18 6. táblázat A 270 kg/ha nehézfém terhelés hatása a talajszelvény összetételére Gyöngyös, 1996 Elem és Összes tartalom, mg/kg Felvehető tartalom, mg/kg mintavétel, cm kontroll talajon kezelt talajon* kontroll talajon kezelt talajon* As , , ,1 Cd ,6 90 0,3 76, ,6 0,6 0,2 0, ,6 0,4 0,2 0,1 Cr , , ,2 Cu , , ,6 Hg , Pb , , ,8 Zn , , ,2 * az ismétlések átlaga A Cr(VI) mélységi elmozdulása már a kísérlet második évében egyértelműen bizonyítható volt, a szennyezés a teljes talajszelvényben megjelent. A szennyezetlen kontroll talajhoz viszonyítva a és a cm rétegek 16

19 dúsulása is szembetűnő volt mind az összes, mind a felvehető tartalmakban. Igaz viszont, hogy a mélyebb rétegek felvehető Cr tartalma egy nagyságrenddel alatta maradt a bevitel helyén (0-30 cm) mért értékeknek. Az oldható toxikus Cr(VI) frakció további mozgását mélyítő fúrásokkal kell majd nyomon követni a következő években. Az As és az Pb döntően a felső 0-30 cm rétegben maradt a kísérlet második évében. Szennyeződött azonban a cm réteg is, de a dúsulás nem volt jelentős. A kilúgzás ténye, mértéke, dinamikája még nem bírálható el egyértelműen, további vizsgálatok szükségesek. A Cd, Hg, Cu és a Zn egyértelműen megkötődött a felső talajrétegben, mind az összes, mind a felvehető frakció a bevitel helyén volt kimutatható. Úgy tűnik ezen talajszennyező elemek ellenállnak a kilúgzásnak Nehézfém terhelések hatása a kísérleti növények növekedésére, fejlődésére, termésére 1995-ben a kísérlet első évében őszi búza jelzőnövénnyel dolgoztunk. Május elején, a bokrosodás vége fejlődési stádiumban bonitálást végeztük állomány fejlettségre és növényi mintavétel is történt. Erősen toxikusnak mutatkozott a Cr és a Zn, illetve közepesen mérgezőnek az As és a Cu. Erre az állománybonitálás és a hajtástömeg adatai is egyértelműen utalnak. A mérgezett növények részben elsárgultak és elszáradtak, nőtt a hajtások szárazanyag %-a, illetve csökkent az élettani aktivitásra utaló víztartalom (7. táblázat). 17

20 7. táblázat Fitotoxicitást eredményező kezelések hatása a bokrosodáskori búzára Gyöngyös, Elem Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag jele Bonitálás (1=nagyon gyenge, 5=nagyon fejlett állomány) As 5,0 4,3 3,0 4,1 Cr 5,0 4,7 3,3 1,7 1,1 3,2 Cu 4,7 4,0 3,0 3,9 Zn 4,3 3,2 2,7 3,4 Zöld hajtás kg/4fm (0,5 m 2 ) As 1,29 0,91 0,89 1,03 Cr 1,36 1,02 0,50 0,16 0,4 0,56 Cu 0,90 0,80 0,76 0,82 Zn 0,98 0,60 0,40 0,66 Hajtás szárazanyag %-a As 15,2 14,8 15,0 15,0 Cr 14,6 14,6 15,1 17,8 1,9 15,8 Cu 15,4 15,1 17,7 16,1 Zn 14,4 16,7 16,0 15,7 Aratás idején az As depresszív hatása már nem volt igazolható, míg a Cr, Zn és Cu szennyezés nyomán 2 t/ha feletti szemtermés veszteség lépett fel. A szalma súlya kevéssé csökkent a Cu és Zn kezelésekben, így a szalma/szem aránya tágult a föld feletti termésben. Hasonló jelenségre utalt a pelyva/szem tömegaránya is. Az összes föld feletti légszáraz hozam a kontroll talajon 12 t/ha volt, amely a 270 kg/ha Cr, Cu és Zn terhelés nyomán 6-9 t/ha-ra mérséklődött (8. táblázat). Az Al, Cd, Hg és Pb kezelések depresszív hatása sem bokrosodáskor, sem aratáskor nem volt igazolható. 18

21 8. táblázat Terméscsökkenést okozó kezelések hatása a búzára aratáskor Gyöngyös, Elem Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag jele Szemtermés t/ha, légszáraz anyag As 5,48 4,86 4,29 4,88 Cr 4,94 5,22 4,96 2,70 1,31 4,29 Cu 5,43 4,51 3,41 4,45 Zn 4,86 4,44 2,52 3,94 Szalma/szem arány As 1,09 1,22 1,15 1,16 Cr 1,17 1,12 1,05 1,10 0,53 1,09 Cu 1,06 0,96 1,54 1,19 Zn 1,10 1,09 1,88 1,36 Pelyva/szem arány As 0,27 0,38 0,35 0,33 Cr 0,29 0,30 0,30 0,38 0,38 0,33 Cu 0,29 0,35 0,90 0,51 Zn 0,28 0,32 0,72 0,44 Összes légszáraz hozam, t/ha As 12,98 12,65 10,74 12,12 Cr 12,13 12,56 11,67 6,60 2,71 10,28 Cu 12,74 10,43 8,77 10,65 Zn 11,55 10,63 6,74 9,64 Megjegyzés: A kontroll parcella adatai az átlagban nem szerepelnek Az 1996 évi kukoricában az As, Cr és Zn terhelések mellett Cd is depressziót okozott, ami a 4-6 leveles korban és később a virágzás idején is megfigyelhető volt. Ugyanakkor a Cu toxikus hatása statisztikailag nem volt igazolható sem a fiatal kukoricában, sem virágzáskor. A virágzás idején mért növénymagasság lényegesen nem csökkent a szennyezett parcellákon, vizuálisan is jól észlelhető magasság csökkenést csak Cd 19

22 terhelés esetén tapasztaltunk. A többi kezelésben a csökkenés általában statisztikai határérték körüli vagy alatti értékeket mutatott és ritkán érte el a 10%-ot (9. táblázat). 9. táblázat Terméscsökkenést okozó kezelések hatása a kukoricára Gyöngyös, 1996 Elem Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag jele Bonitálás 6 leveles korban, én As 4,8 4,1 3,7 4,2 Cd 4,3 4,1 3,3 3,9 Cr 4,8 4,3 4,0 3,2 0,6 3,8 Cu 4,6 4,5 4,4 4,5 Zn 4,2 4,2 3,8 4,1 Bonitálás virágzáskor, én As 4,7 4,0 3,7 4,1 Cd 4,2 3,5 3,2 3,6 Cr 4,7 4,5 3,9 3,6 0,7 4,0 Cu 4,8 4,7 4,2 4,6 Zn 4,6 4,1 3,8 4,2 Növénymagasság virágzáskor, én As Cd Cr Cu Zn Bonitálás: 1 = igen gyenge, 2 = gyenge, 3 = közepes, 4 = jó, 5 = igen jó állomány Megjegyzés: Az átlagok a 30, 90, 270 kg/ha kezelések átlagai A 4-6 leveles kukorica hajtásának légszáraz tömege a kontrollhoz képest csak az As, Cd, Cr kezelésekben mérséklődött igazolhatóan. A Cu és Zn depresszió nem egyértelmű a 10. táblázat adatai szerint. Az aratáskori szártermésben szintén az As, Cd és Cr negatív hatása követhető nyomon, 20

23 míg a szemtermésben a depresszió már egyáltalán nem jelentkezett. A szem/szár aránya 1 körül ingadozott. 10. táblázat Terméscsökkenést okozó kezelések hatása a kukoricára Gyöngyös, 1996 Elem Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag jele leveles kukorica légszáraz hajtása, g/20 növény, As Cd Cr Cu Zn Szártermés t/ha, légszáraz anyag, As 7,21 5,73 5,04 6,00 Cd 8,00 7,25 4,98 5,72 1,90 5,98 Cr 7,70 7,36 5,76 6,94 Szemtermés t/ha, légszáraz anyag, As 6,78 5,99 6,80 6,53 Cd 6,62 5,94 5,69 6,15 1,12 5,92 Cr 7,19 7,35 6,69 7,08 Megjegyzés: Az átlagok a 30, 90, 270 kg/ha kezelések átlagai Az 1997 évi napraforgóban a kezelések depresszív hatása már egyáltalán nem volt megfigyelhető. Fenológiai felvételezések, bonitálások alkalmával (4-6 leveles fejlettség, virágzás kezdete) a növényeken, illetve az állományban toxicitásra utaló tüneteket, elváltozásokat nem tapasztaltunk. Az állomány minden parcellán egyöntetűen jól fejlett volt. A nehézfém terhelések sem a 4-6 leveles hajtás tömegét, sem a szártermés, sem a szemtermés mennyiségét igazolhatóan nem csökkentették. 21

24 3. 4. A termesztett növények nehézfém tartalmának változása a talajterhelés nyomán A talaj Al terhelése nem befolyásolta a rajta termesztet növény Al tartalmát. A talaj főleg Al szilikátokból áll, így a talaj eredeti Al készletéhez képest még a 270 kg/ha-os bevitel is elhanyagolható volt. Kezeléshatás nem volt kimutatható. As terhelés nyomán a kísérlet első évében termett búza vegetatív szerveiben jelentős As akkumulációt tapasztaltunk. A 270 kg/ha-os As terhelés nyomán két nagyságrenddel nőtt a zöld hajtás és a szalma As tartalma. A szemben még a legnagyobb terhelési szinten sem tudtunk As-t kimutatni, ami a szem genetikai védettségét igazolja. Az 1996 évi kukoricában a szár As tartalma jelezte ugyan a talajterhelést, de igazolható mértékű dúsulás csak a 270 kg/ha-os terhelési szinten mutatkozott. A kukoricaszem sem szennyeződött As-nal. A napraforgó vegetatív részeiben nagyobb As koncentrációkat mértünk, mint a gabonaféléknél, de a kaszatban kimutathatósági szint alatt maradt az As tartalom (11. táblázat). 22

25 11. táblázat A talaj As-terhelésének hatása a növények As-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 0,0 0,4 2,0 2,8 1,2 1, Szalma 4 0,0 0,1 1,1 5,2 0,9 1, Szem 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 0,0 0,0 0,0 1,0 0,5 0, Levél 3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Szár 4 0,0 0,3 0,6 1,5 0,7 0, Szem 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 0,2 0,7 5,2 12,8 3,3 4, Levél 3 0,1 0,3 0,8 2,3 0,3 1, Szár 4 0,0 0,4 1,3 3,3 1,1 1, Kaszat 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor A Cd igazolhatóan dúsult a növények vegetatív szerveiben és a generatív magban is a talajterhelés nyomán. A kontroll talajon termett növényekben mért 0,1-0,5 mg/kg Cd tartalmak bizonyítják a Gyöngyös környéki talajok magas háttérszennyezettségét. Minden kezelésben fogyasztásra alkalmatlan búzamag termett (a 8/1995. (X. 21.) EüM rendelet a gabonaőrleményekben 0,1 mg/kg Cd tartalmat engedélyez). A napraforgó kaszatban a terhelések szeres Cd tartalom növekedést okoztak, ami rendellenesen magas, így élelmezési célra nem használható. A Cd hosszú ideig megtartja mozgékonyságát a talaj-növény rendszerben. Bejut és 23

26 dúsul a szemtermésben is és ezáltal reális veszélyt jelent a táplálékláncra (12. táblázat). 12. táblázat A talaj Cd-terhelésének hatása a növények Cd-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 0,1 1,0 1,7 2,2 0,9 1, Szalma 4 0,2 1,6 2,7 7,7 2,2 3, Szem 4 0,1 0,6 0,9 1,0 0,1 0,6 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 0,5 9,9 16,4 21,8 1,3 12, Levél 3 0,3 5,4 8,8 12,2 0,6 6, Szár 4 0,4 5,7 9,0 11,6 0,6 6, Szem 4 0,1 0,6 0,9 0,9 0,2 0,6 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 0,3 14,7 26,3 38,6 8,0 21, Levél 3 0,3 3,7 6,3 11,6 1,0 5, Szár 4 0,3 1,2 2,8 4,8 1,8 2, Kaszat 4 0,3 3,8 6,4 12,8 4,2 5,8 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor A friss Cr szennyezés jelentősen növelte a búza vegetatív részeinek Cr tartalmát, különösen a bokrosodáskori zöld hajtásban. 10 mg/kg feletti Cr tartalom igen ritka a növényekben és erős mérgezést jelez. A Cr bejutott a búzaszeme is, de koncentrációja kiegyenlített maradt a kezelésekben. A kukoricában a talaj terheléssel nem nőtt igazolhatóan a Cr tartalom és a napraforgóban is csak a fiatal hajtásban mértünk nagyságrendnyi dúsulást 24

27 (13. táblázat). Kísérleti eredményeink szerint a Cr nem mobilis a talajnövény rendszerben. Az oldható formában adott Cr hamar oldhatatlan formákká alakul a talajban. 13. táblázat A talaj Cr-terhelésének hatása a növények Cr-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 0,5 4,6 2,7 13,1 8,8 6, Szalma 4 0,4 0,7 2,6 6,9 0,7 2, Szem 4 0,4 0,6 0,4 0,7 0,3 0,5 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 0,8 0,8 1,0 1,3 0,6 1, Levél 3 0,3 0,2 0,2 0,3 0,2 0, Szár 4 0,5 0,5 0,5 0,6 0,2 0, Szem 4 0,1 0,2 0,2 0,1 0,1 0,2 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 0,2 1,6 2,2 4,3 2,1 2, Levél 3 0,1 0,2 0,2 0,3 0,1 0, Szár 4 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0, Kaszat 4 0,1 0,3 0,4 0,4 0,2 0,3 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor A kezelést követő első évben a búza vegetatív szervei jelentős Hg akkumulációt jeleztek. A bokrosodáskori zöld hajtás Hg tartalma 86 mg/kg maximumot ért el, ami 1000-szeres dúsulást jelentett a kontrollhoz képest. A Hg tartalom a korral tovább nőtt, a szalmában 270 kg/ha-os terhelésnél 111 mg/kg értéket mutatott. Megnyugtató, hogy a szemtermés nem 25

28 szennyeződött Hg-nyal, így a szem genetikai védettsége Hg-nyal szemben is igazolódott. A kukorica és a napraforgó kísérlet adatai szerint a Hg mozgékonysága a talaj-növény rendszerben a második évtől szinte teljesen megszűnt, csak a betakarításkori kukoricaszárban tudtunk Hg-t kimutatni (14. táblázat). 14. táblázat A talaj Hg-terhelésének hatása a növények Hg-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 0,1 4,9 19,2 86,0 30,1 27, Szalma 4 1,8 10,4 22,5 111,3 14,0 36, Szem 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Levél 3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Szár 4 0,0 0,0 0,2 0,6 0,4 0, Szem 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Levél 3 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Szár 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0, Kaszat 4 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor Az Pb csak mérsékelt dúsulást mutatott a növényekben a talajterhelés nyomán. A koncentráció növekedés statisztikai határérték körüli volt a kezelésekben. A búzaszem Pb tartalma a szabványban (8/1985. (X. 21.) 26

29 EüM rend.) rögzített 0,5 mg/kg határérték körül vagy a felett volt. A kezeléshatások statisztikailag nem voltak igazolhatók. A kukoricaszem Pb koncentrációja kiegyenlített maradt, míg a kaszattermés egyáltalán nem szennyeződött (15. táblázat). Az Pb nem számít mobilis elemnek a talajnövény rendszerben. 15. táblázat A talaj Pb-terhelésének hatása a növények Pb-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 0,5 1,7 2,6 3,0 2,7 2, Szalma 4 0,8 1,0 1,4 4,3 1,1 1, Szem 4 0,6 0,4 0,7 1,1 0,8 0,7 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 0,4 1,0 1,2 2,7 1,6 1, Levél 3 0,1 0,1 0,6 0,9 0,9 0, Szár 4 1,1 2,1 2,6 2,0 1,0 2, Szem 4 0,1 0,2 0,3 0,2 0,4 0,3 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 0,4 0,9 1,4 1,2 0,8 1, Levél 3 0,2 0,3 0,2 0,6 0,4 0, Szár 4 0,1 0,3 0,3 0,6 0,4 0, Kaszat 4 0,0 0,0 0,0 0,0-0,0 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor A kísérleti növényekben csak a 270 kg/ha-os terhelési szinteken jelentkezett mérsékelt Cu akkumuláció, de ezek nem nagyságrendnyi változások. A Cu esszenciális mikroelem, így a szem nem védett a káros felvétellel 27

30 szemben. A búzaszem Cu tartalma kiegyenlített volt, 4,3-5,5 mg/kg közötti értékkel, ami a szabványban (8/1985. (X. 21.) EüM rend.) megadott 5 mg/kg határérték körüli vagy a feletti koncentrációkat jelent. Kukoricában és napraforgóban sem tapasztaltunk érdemi változást a kezelések hatására (16. táblázat). Összességében megállapíthatjuk, hogy a Cu nem mobilis a talaj-növény rendszerben. 16. táblázat A talaj Cu-terhelésének hatása a növények Cu-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás 1 7,2 8,6 7,5 11,2 2,8 8, Szalma 4 5,0 6,5 6,0 18,8 7,0 9, Szem 4 4,7 4,3 4,4 5,5 1,1 4,7 Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás 2 7,9 9,4 9,9 10,0 1,3 9, Levél 3 11,7 13,1 14,9 13,3 2,4 13, Szár 4 4,9 7,2 7,5 7,8 2,6 6, Szem 4 3,3 3,7 4,5 4,8 1,5 4,1 Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás 2 15,0 15,1 16,3 19,5 3,6 16, Levél 3 22,4 30,8 28,9 31,6 8,6 28, Szár 4 7,1 7,7 6,9 8,0 2,2 7, Kaszat 4 13,2 14,3 13,9 13,4 2,4 13,7 1 - Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor A Zn kezelések nem okoztak jelentős változást az őszi búza zöld hajtásának Zn tartalmában. A szalmában is csak a 270 kg/ha-os terhelés növelte 28

31 igazolhatóan a Zn mennyiségét. A kukorica és napraforgó vegetatív részeiben is dúsult a Zn a terhelések nyomán, de ezek nem voltak nagyságrendnyi változások. A Zn akkumuláció a generatív szemben is megfigyelhető volt. Már a kontroll parcellán termett búzamag Zn tartalma is határérték (30 mg/kg) túllépést mutatott. A kukorica szemben a terheléssel csak kismértékben nőtt a Zn mennyisége, míg a napraforgó kaszatban megduplázódott a kontrollhoz képest (17. táblázat). Eredményeink szerint a növények oldaláról a Zn is a kevésbé mobilis elemek közé tartozik, bár dúsulása a magban jelentős lehet. 17. táblázat A talaj Zn-terhelésének hatása a növények Zn-tartalmára, mg/kg légszáraz anyag Gyöngyös Mintavétel Kezelés 1994 őszén, kg/ha SzD 5% Átlag ideje helye Búza kísérlet 1995-ben Hajtás Szalma Szem Kukorica kísérlet 1996-ban Hajtás Levél Szár Szem Napraforgó kísérlet 1997-ben Hajtás Levél Szár Kaszat Bokrosodás végén, leveles korban, 3 - virágzás kezdetén, 4 - betakarításkor 29

32 3. 5. A föld feletti termésbe épült nehézfémek mennyisége Az egyes növények, növényi részek akkumulációs képessége eltérő és a nehézfém felvétel mértéke függ a talajszennyezés korától is. A termés tömegét megszorozva a benne található elem koncentrációjával megkapjuk a felvett mennyiséget. Ezzel adatokhoz juthatunk a terület mikroelem/szennyezőelem mérlegének számításához, a tápláléklánc terhelés megítéléséhez, ill. a termesztendő növények megválasztásához, a vetési sorrend összeállításához. A 18. táblázat elemenként, növényenként, növényi részenként tartalmazza a beépült mennyiségeket a kezelések átlagában. A környezetvédelmi szempontból különösen veszélyes elemek (Cd, Cr, Hg, Pb) nagyobb mennyisége a vegetatív szártermésbe épült be. Az eszszenciálisnak számító Zn estében a szártermés és a szemtermés közel azonos mennyiségű elemet vont ki a szennyezett talajból. A szintén eszszenciális Cu beépülése a szártermésbe kifejezettebb volt, mint a szembe. A szárterméssel kivont Cr és Hg mennyisége a második évtől jelentősen csökkent, ami jelzi az oldható frakciók nagy mértékű átalakulását a talajban. A kukorica szártermésébe beépült As mennyisége is csak 1/3-a volt a búza szalmáénak. A napraforgó szártermés As akkumulációja viszont meghaladta a gabonafélékét. Hg és As nem épült be a szemtermésbe. A kukorica szem és a napraforgó kaszat Cr akkumulációja is mintegy felére csökkent a búzáéhoz képest. 30

33 A terméssel kivont Cd mennyisége nem csökkent az évek múltával. Szemtermés vonatkozásában kiemelkedő volt a napraforgó kaszat Cd tartalma. A kaszattermés kb. 4-szer annyi Cd-t vont ki a talajból, mint a gabonafélék szemtermése. Cd beépülése a szártermésbe kukorica esetében volt a legnagyobb mértékű. Kérdés, hogy mennyiben képesek a növények a szennyezett talajok tisztítására, fitoremediációra. Ez attól függ, hogy mennyi idő alatt tudják a bevitt nehézfémektől megtisztítani a talajt. A teljes föld feletti termésbe évente 1-2 kg Al épül be ha-onként. A Zn , a Cu és a Cd g/ha/év átlagos felvételt jelentett a három jelzőnövény figyelembe vételével. Ha a maximális 270 kg/ha-os bevitelt vesszük alapul az Al esetében , a Zn esetében , a Cu esetében , a Cd esetében pedig évre volna szükség ahhoz, hogy a talajba vitt mennyiségeket a növény beépítse a termésébe. Tehát ilyen terhelés mellett a talajtisztításnak ez a módja nem tűnik járható útnak. A fitoremediáció (fitoextrakció) csak a kevésbé szennyezett területeken kínálhat megoldást, amennyiben megfelelő hiperakkumulátor növények termeszthetők. 31

34 18. táblázat A növények föld feletti termésébe beépült elemek mennyisége aratáskor a terhelési szintek átlagában Gyöngyös Termés megnevezése Termesztett növények Búza, 1995 Kukorica, 1996 Napraforgó, 1997 Al g/ha Szemtermés Szalma/szártermés Teljes föld feletti termés As g/ha Szemtermés Szalma/szártermés 13,6 4,4 17,9 Teljes föld feletti termés 13,6 4,4 17,9 Cd g/ha Szemtermés 4,2 4,6 26,3 Szalma/szártermés 28,5 50,8 33,2 Teljes föld feletti termés 32,7 55,4 59,5 Cr g/ha Szemtermés 2,4 1,2 1,3 Szalma/szártermés 16,3 3,7 1,4 Teljes föld feletti termés 18,7 4,9 2,7 Cu g/ha Szemtermés Szalma/szártermés Teljes föld feletti termés Hg g/ha Szemtermés Szalma/szártermés Teljes föld feletti termés Pb g/ha Szemtermés 3,2 1,6 0 Szalma/szártermés 16,1 15 4,4 Teljes föld feletti termés 19,3 16,6 4,4 Zn g/ha Szemtermés Szalma/szártermés Teljes föld feletti termés

35 4. ÚJ KUTATÁSI EREDMÉNYEK 1.) A talajszennyező toxikus elemek talajbani átalakulása, megkötődése elemenként eltérő sebességgel megy végbe. Elkülöníthetők a talaj mobilis szennyezői (Cd, Zn, Pb, Cu) és a gyorsan oldhatatlan formává alakuló, megkötődő elemek (As, Hg, Cr). A talajra jutó nehézfémek és más talajszennyező elemek döntően a szántott talajrétegben akkumulálódnak. Két év elteltével a Cd, Cu, Hg és a Zn egyértelműen megkötődtek a szántott rétegben, míg az As és Pb esetében kismértékben a cm-es talajréteg is szennyeződött. 2.) A kromát formában adott Cr kilúgzása a szántott rétegből gyors folyamat gyengén savanyú barna erdőtalajon, két év elteltével a cm-es talajrétegben is kimutatható volt. Gyors kilúgzása miatt veszélyezteti a felszín alatti vízkészletet. 3.) A kémiai módszerrel (NH 4 -acetát+edta kioldás) meghatározott felvehető elem mennyiség és a növényi felvétel között nincs egyértelmű összefüggés, elemenként és növényenként változik. A talaj felvehető/oldható nehézfémtartalma és a növényre gyakorolt toxikus hatás között sincs törvényszerű kapcsolat, elemenként és növényenként is eltérő. 33

36 A Cr(VI) erősen mérgező a növényre, de átalakulása a talajban gyorsan végbemegy kevésbé mérgező, ill. nem mérgező formákká. Terhelési dózisban (90, 270 kg/ha) a Zn, Cu és As is toxikus a termesztett növényre. Mérgező hatásuk idővel csökken, a talajban átalakulnak, megkötődnek. A Cd hosszú ideig megtartja mozgékonyságát a talaj-növény rendszerben. Dúsulása a vegetatív és generatív növényi részekben is megfigyelhető fitotoxikus tünetek és terméscsökkenés nélkül. Az Pb beépül a vegetatív és a generatív növényi részekbe, de talajterhelés hatására dúsulása nem igazolható. Csak kis mértékben mozgékony a talaj-növény rendszerben, talajból való felvétele gátolt. Az As és a Hg még extrém magas talajterhelés esetén sem épül be a szemtermésbe. A szem, mint generatív szerv genetikailag védett e szennyezőkkel szemben. 4.) A növény számára nem esszenciális elemek közül a Cd, Cr és az Pb bekerülnek a szemtermésbe és így terhelhetik a táplálékláncot. A Cd igazolhatóan dúsul a szemben a talajterheléssel, míg a Cr és Pb tartalom kiegyenlített marad. Az esszenciális Zn dúsulása is jelentős lehet a magban terhelés hatására. 34

37 A Gyöngyös környéki talajok héttérszennyezettsége Cd-mal és Znkel magas, amit a talajvizsgálatok, valamint a kezeletlen talajokon termett növények (pl. búzamag) összetétele is igazolt. 5.) A szennyező elemek visszamérhetősége függ az alkalmazott kémiai módszertől és a szennyezés korától. Gyengén savanyú kémhatású barna erdőtalajon a Cd szennyezés töménysavas feltárással és NH 4 - acetát+edta kioldással is jól visszamérhető. 6.) A környezetvédelmi szempontból veszélyes elemek (Cd, As, Hg, Cr, Pb) döntően a vegetatív hajtásba, szárba épülnek be. Így megfelelő agrotechnika alkalmazásával (pl. a szalma, szár és tarlómaradványok talajba forgatása) csökkenthetjük kikerülésüket az agronómiai körforgalomból. Ha-onként a teljes föld feletti termésbe beépült elemek kis mennyisége miatt az őszi búza, kukorica és napraforgó fitoremediációs talajtisztítási eljárásokban nem alkalmazhatók eredményesen. 35

38 5. JAVASLATOK AZ EREDMÉNYEK ELMÉLETI ÉS GYAKORLATI FELHASZNÁLÁSÁRA 1.) A talajvizsgálati eredmények igazolták, hogy az összes és az oldható/felvehető tartalmak aránya elemenként eltérő, illetve az oldható frakciók átalakulása, megkötődése más-más sebességgel megy végbe a talajban. A talajszennyezések minősítéséhez javaslom az oldható/felvehető tartalomra vonatkozó határértékek kidolgozását és azt az összes tartalomra vonatkozó határértékekkel együtt figyelembe venni. Agyagos-vályog barna erdőtalajon a szennyezettségi küszöbértékek kidolgozásánál az alábbi NH 4 -acetát+edta oldható tartalmakat javasolom határértékként figyelembe venni: As 3-4; Cd 0,2; Cr 3-5; Cu 30; Hg 0,2-0,3; Pb 30; Zn 15 mg/kg talaj. 2.) A talajszennyezés minősítésére alkalmazott kémiai módszereket talajtípusonként kalibrálni szükséges. Ennek birtokában a talajszenynyezés mértékét utólag pontosabban tudjuk becsülni. 3.) A nehézfém-talaj-növény kapcsolatok kutatása során az oldható és oldhatatlan formák vizsgálata mellett a vizsgálatokat ki kell terjeszteni az elemek ionformáira, illetve azok átalakulására. Az elemek toxicitása így jobban értelmezhető. 36

39 4.) A szennyező elemek kilúgzásának tanulmányozását az egész talajprofilra kiterjedően javaslom kiterjeszteni. Ez különösen vonatkozik a felszín alatti vizeinkre is reális veszélyt jelentő Cr vizsgálatára. 5.) Méréseink igazolták a Gyöngyös környéki talajok magas háttérszennyezettségét Cd-mal, valamint ezen szennyezőelem akkumulációját a búzaszemben és különösen a napraforgó kaszatban. A növényi Cd felvételt a búza és napraforgó termőterületek meszezésével javaslom csökkenteni. 6.) A Gyöngyös környéki talajok felvehető Zn tartalma magas. A kezeletlen talajon termett búzaszem Zn tartalma határérték túllépést mutatott a szabványhoz képest. A búza Zn felvételét foszfor műtrágyázással javaslom csökkenteni. A talajok jellemző közepes P ellátottsági szintjét legalább a jó ellátottságig kellene javítani. 7.) Javaslom a Cd és Zn monitoringjának kiterjesztését, a mérőhelyek számának növelését a Mátra-aljai régióban. 8.) Kísérletünk igazolta, hogy a Pb csak kevéssé mobilis a talaj-növény rendszerben. A növények Pb szennyeződésének fő forrása a légszennyezésből származó kiülepedés lehet. Ezért az M-3-as autópálya, illetve a 30-as főközlekedési út mentén a gabonafélék termesztését javaslom. Kerüljük a nagy levélfelülettel rendelkező növények (levélzöldségek, silókukorica, stb.) termesztését. 37

40 9.) Nehézfémekkel és más szennyezőelemekkel terhelt talajon a vetésforgó kialakításánál arra törekedjünk, hogy a szennyezők ne kerüljenek a táplálékláncba. As-nal és Hg-nyal terhelt talajokat gabonafélékkel hasznosítsuk (búza, szemes kukorica, stb.), hiszen a mag genetikailag védett e szennyezőkkel szemben. A szármaradványokat dolgozzuk a talajba. 10.) Szennyezett területen termesztett kukorica silóként történő hasznosítását nem javaslom, a toxikus elemek főleg a leveles szárban akkumulálódnak. 38

41 6. AZ ÉRTEKEZÉS TÉMAKÖRÉBŐL ÍRT TUDOMÁNYOS KÖZLEMÉNYEK, PUBLIKÁCIÓK Szabó, L. - Fodor, L. (1996): Talajok elemtartalmának alakulása eltérő nehézfémterhelések hatására. In: Gazdálkodás-piaci verseny a mezőgazdaságban (Szerk.: Magda, S. - Szabó, L.). V. Agrárökonómiai Tudományos Napok. GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Gyöngyös p. Fodor, L. (1996): Nehézfémekkel végzett vizsgálatok eredményei őszi búza jelzőnövénnyel. In: Gazdálkodás-piaci verseny a mezőgazdaságban (Szerk.: Magda, S. - Szabó, L.). V. Agrárökonómiai Tudományos Napok. GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Gyöngyös p. Fodor, L. (1996): Effect of toxic elements on the winter wheat on brown forest soil. In: Book of Abstracts (Ed.: M. K. van Ittersum et al.) ESA Fourth Congress, Veldhoven-Wageningen p. Fodor, L. (1996): Őszi búza vegetatív és generatív szerveinek nehézfémtartalma terhelési kísérletben. In: II. Nemzetközi Környezetvédelmi Szakmai Diákkonferencia (Szerk.: Béres, A.), GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Mezőtúr. 15. p. Fodor, L. - Szabó, L. (1996): Nehézfémterhelési kísérletek szerepe a talaj-növény rendszer elemforgalmának vizsgálatában. In: Integráció az agrárgazdaságban. XXXVIII. Georgikon Napok, Keszthely p. 39

42 Fodor, L. (1996): Eltérő nehézfémterhelések hatása az őszi búza hajtásrendszerére és termésére. In: Integráció az agrárgazdaságban. XXXVIII. Georgikon Napok, Keszthely p. Szabó, L. - Fodor, L. (1996): Investigation of soil-plant and heavy metal relations. In: Soil Conservation (Ed.: Szabó, L. - Tóthné, S. K.) Attending Program of National Agricultural and Food Production Exhibition (OMÉK '96). GUAS, Gödöllő p. Szabó, L. - Fodor, L. (1996): Szennyezőelemek hatása az őszi búzára barna erdőtalajon. In: Agrárfőiskolák Szövetségének Tudományos Közleményei 19/1. (Szerk.: Kispéter, J.), KÉE Élelmiszeripari Főiskolai Kar, Szeged p. Fodor, L. (1997): Toxikus elemek akkumulációja az őszi búzában növekvő terhelési szinteken. In: III. Ifjúsági Tudományos Fórum (Szerk.: Szabó, F. - Polgár, J. P.), Pannon ATE Georgikon Mezőgazdaságtudományi Kar, Keszthely p. Fodor, L. (1997): Szennyezőelemek dúsulása az őszi búzában eltérő terhelés mellett. In: 25. Műszaki Kémiai Napok '97 (Szerk.: Filka, J.), MTA Műszaki Kémiai Kutató Intézet, Veszprém p. Fodor, L. (1997): Nehézfémek mélységi elmozdulásának vizsgálata savanyú barna erdőtalajon. In: 3. Veszprémi környezetvédelmi konferencia és kiállítás. Veszprémi Egyetemi Kiadó, Veszprém p. 40

43 Fodor, L. (1997): Nehézfémek hatása a barna erdőtalajra. In: A Debreceni Agrártudományi Egyetem a Tiszántúl mezőgazdaságáért (Szerk.: Blaskó, L.), Tiszántúli Mezőgazdasági Tudományos Napok. DATE Kutató Intézete, Karcag p. Fodor, L. - Szabó, L. (1997): Nehézfém terhelések hatása a kukorica fejlődésére és hozamára. In: A Debreceni Agrártudományi Egyetem a Tiszántúl mezőgazdaságáért (Szerk.: Blaskó, L.), Tiszántúli Mezőgazdasági Tudományos Napok, DATE Kutató Intézete, Karcag p. Fodor, L. (1997): Környezetszennyező nehézfémek mozgékonysága a talajban savanyodásra hajlamos barna erdőtalajon. In: III. Nemzetközi Környezetvédelmi Szakmai Diákkonferencia (Szerk.: Béres, A.), GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Mezőtúr. 43. p. Fodor, L. (1997): Mobility of Some Toxic Elements in Soil-Plant System on Brown Forest Soil. In: International Conference of PhD Students, Section Proc. Agriculture (Ed.: Pető, K.), University of Miskolc, Hungary p. Szabó, L. - Fodor, L. (1997): Néhány környezetszennyező elem mobilitásának vizsgálata terhelési kísérletben barna erdőtalajon. In: A talajok állapota és a növénytermesztés esélyei. Workshop. GATE, Gödöllő. 10. p. 41

44 Fodor, L. (1997): Mobility and plant-uptake of some heavy metals on brown forest soil. 11 th World Fertilizer Congress, Congress Guide and Abstracts. University of Gent, Belgium, 30. p. Fodor, L. (1997): Mobility and plant uptake of some heavy metals on brown forest soil. In: Fertilization for Sustainalbe Plant Production and Soil Fertility (Ed.: O. van Cleemput et al.), 11 th International World Fertilizer Congress, Proceedings. Vol. III. CIEC - Fed. Agr. Research Center, Braunschweg-Völkenrode, Germany p. Fodor, L. Szabó, L. (1997): Talajszelvény nehézfémtartalmának alakulása terhelési kísérletben. Poszterkonferencia előadásainak összefoglalója (Szerk.: Füleky, Gy.), GATE, Gödöllő. 6. p. Fodor, L. (1997): Barna erdőtalajon végzett nehézfémterhelések hatása a növényre. In: XI. Országos Környezetvédelmi Konferencia (Szerk.: Elek, Gy. - Vécsi, B.), Siófok p. Fodor, L. (1997): A barna erdőtalaj szennyezőelem tartalmának alakulása a szennyezést követő második évben. In: I. Alföldi Tájgazdálkodási Tudományos Napok (Szerk.: Vizdák, K.), GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Mezőtúr. 5. p. 42

45 Szabó, L. Fodor, L. (1997): Nehézfémek hatása a növényre. Kukorica jelzőnövénnyel végzett kísérletek eredményei. In: Agrárfőiskolák Szövetségének Tudományos Közleményei (Szerk.: Fenyvessy, J.), 20/1. KÉE Élelmiszeripari Főiskolai Kar, Szeged p. Fodor, L. (1998): Környezetszennyező elemek hatása a kukorica hozamára és összetételére. In: IV. Ifjúsági Tudományos Fórum (Szerk.: Szabó, F. - Poltár, J. P.), PATE, Keszthely p. Fodor, L. (1998): Some results of study of heavy metals in soil-plant systems within field conditions. In: ESA Fifth Congress, Short Communications II. (Ed.: Zima, M. - Bartosová, M. L.), Slovak Agr. Univ., Nitra p. Fodor, L. (1998): Effect of heavy metals on wheat and maize crop on brown forest soil. Agrokémia és Talajtan : p. Kádár, I. - Szabó, L. - Fodor, L. (1998): Tápláléklánc szennyeződése nehézfémekkel és egyéb káros elemekkel. Szaktanácsadási füzetek VIII. Jegyzet. Phare-GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Gyöngyös. 64 p. Szabó, L. Fodor, L. (1998): Investigation of mobility and availability of some heavy metals in field conditions. In: Filep Gy. (ed.) Soil Pollution. Agricultural University. Debrecen p. 43

46 Fodor, L. (1998): Toxikus elemek és nehézfémek vizsgálata őszibúzában a Mátraaljai régióban. In: Mezőgazdaság és vidékfejlesztés (Szerk.: Magda, S. - Szabó, L.). VI. Nemzetközi Agrárökonómiai Tudományos Napok. GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Gyöngyös p Szabó, L. Fodor, L. (1999): Toxikus elemek viselkedése a talajban. In: Agrárfőiskolák Szövetségének Tudományos Közleményei, 20/3. KÉE Élelmiszeripari Főiskolai Kar, Szeged p. Szabó, L. - Fodor, L. (1999): Study of mobility of some toxic elements in the soil. In: Economics of Agriculture on the Threshold of the Third Millenium. 5 th Section: Rural Development (ed.: Bielik, P.). Slovak Agricultural University, Nitra p. Fodor, L. - Szabó, L. (1999): Study of heavy metal accumulation in field crops. In: Economics of Agriculture on the Threshold of the Third Millenium. 5 th Section: Rural Development (ed.: Bielik, P.). Slovak Agricultural University, Nitra p. Fodor, L. (2000): Field experiment with heavy metals on brown forest soil. In: Europäische Union im Blickpunkt. Tagungsband des Thüringisch-Ungarischen Symposiums (Ed.: Fritz, B. - Planer, D.). Fachhochschule, Jena p. 44