Pannon Egyetem Növénytermesztés és Kertészeti Tudományok Doktori Iskolája NEHÉZFÉM IMMOBILIZÁCIÓS MODELLKÍSÉRLETEK LIGNITTEL. Ph.D.

Átírás

1 Pannon Egyetem Növénytermesztés és Kertészeti Tudományok Doktori Iskolája NEHÉZFÉM IMMOBILIZÁCIÓS MODELLKÍSÉRLETEK LIGNITTEL Ph.D. tézisfüzet Témavezetők: Dr. Anton Attila, Csc. c. főiskolai tanár Dr. Csitári Gábor, Ph.D. egyetemi docens Készítette: Uzinger Nikoletta Keszthely

2 1. Bevezetés, célkitűzés A talajremediációs (remedium = orvosság) technológiákkal szembeni követelmény, hogy beavatkozáskor egyáltalán ne, vagy csak kevésbé terheljék a környezetet újabb szennyezésekkel (mosófolyadék, szennyezett levegő stb.). A remediálás célja a talaj multifunkcionalitásának megőrzése, helyreállítása, szerkezetének megóvása (Várallyay, 2006), így előtérbe kerülnek az innovatív, in situ eljárások. A technológiai fejlesztések elengedhetetlen részei a több lépcsőben történő kísérletsorozatok (laboratórium, szabadföldi, félüzemi, üzemi), amikor is kontrollált körülmények között a technológia alkalmassága kémiai és biológiai vizsgálatokkal ellenőrizhető, hiszen míg a kémiai vizsgálatok gyakran kevésbé, addig a biológiai mutatók jól tükrözik egy adott szennyezés tényleges környezeti kockázatát. A nehézfémekkel szennyezett talajok innovatív remediációs technológiája a kémiai immobilizációval kombinált fitostabilizáció. Mind a fitostabilizáció, mind a kémiai immobilizáció eredményességét számos hazai és külföldi szakember igazolta, de a két eljárás együttes alkalmazása lehetővé teszi még a diffúz, nagy kiterjedésű területek kezelését is (Máthéné & Anton, 2004). A fitostabilizáció a toxikus fémek immobilizálása, az oldható, mozgékony frakciók koncentrációjának csökkentése növények segítségével (Berti & Cunningham, 1999). A szennyezőanyag kémiai immobilizálása (stabilizálása) viszont azt jelenti, hogy annak mozgékonyságát a kémiai forma megváltoztatásával csökkentjük (Kumpiene et al., 2008). A kémiai immobilizáló szerek (stabilizálószerek) jelentősen különböznek egymástól. Mivel eddig ritkán került sor modellkísérletes vizsgálatukra, igen kevés adat áll rendelkezésre hatásmechanizmusaikról, tényleges hatékonyságukról (Uzinger & Anton, 2008). E doktori munka során a remediációs technológia fejlesztés első lépéseként talajinkubációs modellkísérletekben, a hazai körülmények között könnyen beszerezhető, az érvényes jogszabályi keretek között alkalmazható, nem toxikus potenciális stabilizálószernek, a visontai lignitnek a nehézfémek mobilitás viszonyaira, illetve mindezek talajéletre gyakorolt hatását vizsgáltuk. Vizsgáltuk továbbá, hogy a kísérlet során a visontai lignit és az alkalmazott nehézfémek milyen változásokat idéznek elő az egyes foszfolipid-zsírsav csoportok mennyiségi viszonyaiban. A kitűzött célok a következők voltak: Igazolni a visontai lignit nehézfémeket immobilizáló hatását egy, illetve komplex fémszennyezés esetén (Cr, Pb, Zn). Tisztázni a visontai lignit immobilizáló hatásmechanizmusát. Igazolni a visontai lignit pozitív hatását a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókra. Igazolni a Cr, Pb, Zn nehézfém-kezelések negatív hatását a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókra. Tisztázni, hogy a Cr, Pb, Zn különböző kivonószerekkel oldható elemtartalma korrelále a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókkal. 2

3 2. Anyag és módszer A talajinkubációs kísérletek modell-talaja, minimális fémmegkötő képessége (alacsony szervesanyag-tartalom, mészhiány) miatt, nyírlugosi savanyú homok volt. A vizsgált három fém a Cr, Pb, Zn volt. Azért ezeket a fémeket vizsgáltuk, mert az OKKP tapasztalatai alapján a magyarországi nehézfém szennyezéseknél a Cr, Pb és Zn igen jellemzőek (Bartus et al., 2003). A potenciális stabilizálószer a visontai lignit volt. Azért a visontai lignitre esett a választás, mert a S tartalma kicsi. A lignit a hazai körülmények között könnyen beszerezhető, az érvényes jogszabályi keretek között alkalmazható, nem toxikus szerves anyag. Az I. kísérletet 2006-ban DISITOBI kísérlettervező és értékelő modellel állítottuk be (1. táblázat) (Biczók et al., 1994). Ez a modell, együtt az alkalmazását támogató úgynevezett SITOBI szoftverrel, DISITOBI néven használatos a hazai agrokémiai és talajbiológiai kutatásban. Az elnevezés a kidolgozásában részt vevő kutatók neveiből származik (DI Gléria, SImán, TOlner, BIczók). A többváltozós (esetünkben 4 változós) modellrendszer egységes rendszerben, megvalósítható mintaszámmal lehetővé teszi a változók lineáris, kvadratikus és párkölcsönhatásainak vizsgálatát. Azért ezt a kísérlettervező és értékelő módszert választottuk, mert az MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézetben már volt kedvező tapasztalat ezzel a modellel kapcsolatban (Anton et al., 1994; Anton et al., 1996). Nehézfém koncentrációk: 0; 375; 750; 1125; 1500 mg/kg. Lignit dózisok: 0; 2,5; 5; 7,5; 10 m/m%. A kísérleti tervmátrix a SITOBI szoftver alapján a következő: 1. táblázat KEZELÉS KÓD SITOBI TERVMÁTRIX Lignit Cr Pb Zn % mg/kg 1 7, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,

4 22 5, , , , , , , , , , , , , , , A tervmátrixban 1-16-ig találhatók az alternáló kezeléspárok, ig a szélsőséges kezeléspárok, ig pedig a centrális kezelések. Ismétlések száma az 1-24 kezeléseknél 3, a kezeléseknél 1. A beállított edények száma 84. Normalizált változókat alkalmazva, esetünkben a válaszfüggvény a következő volt: y=b 0 +(B 1 xl)+(b 2 xpb)+(b 3 xzn)+(b 4 xcr)+(b 5 xlxpb)+(b 6 xlxzn)+(b 7 xznxpb)+(b 8 xcrxl)+( B 9 xcrxpb)+(b 10 xcrxzn)+(b 11 xl 2 )+(B 12 xpb 2 )+(B 13 xzn 2 )+(B 14 xcr 2 ), ahol: y=függő változó; B 0 -B 14 =a modell paraméter értékei; L=lignit dózis, m/m%; Pb, Zn, Cr= fémkoncentráció, mg/kg. A II. kísérletet a SITOBI szoftver által parametrizált modellek jobb értelmezhetősége érdekében 2007-ben külön-külön az egyes nehézfémekkel három lignit dózis alkalmazásával állítottuk be. Nehézfém koncentrációk: 0; 375; 750; 1125; 1500 mg/kg. Lignit dózisok: 0; 5; 10 m/m%. Az ismétlések száma 3. A beállított edények száma 135. A III. kísérletet ugyancsak az I. kísérlet tapasztalatainak nyomán az ott alkalmazottaknál jóval nagyobb koncentráció tartományban állítottuk be 2007-ben az egyes nehézfémekkel külön-külön a centrális lignit dózis alkalmazásával, hogy vizsgáljuk, az 5 m/m% lignit stabilizáló hatása milyen kezelési koncentrációnál éri el a maximumát az egyes fémek esetében. Nehézfém koncentrációk: 0; 375; 750; 1125; 1500; 1875; 2250; 2650; 3000; 4000; 5000 mg/kg. Lignit dózis: 5 m/m%. Ismétlések száma 3. A beállított edények száma 33. A IV. kísérlet célja az volt, hogy vizsgáljuk a lignit, modell-talaj humuszminőségére, illetve kationkicserélő kapacitására gyakorolt hatását. A kísérletet 2008-ban állítottuk be. Lignit dózisok: 0; 2,5; 5; 7,5; 10 m/m%. Az ismétlések száma 3. A beállított edények száma: 15. A kísérletek beállítása során a talajt és a lignitet homogenizáltuk (<2 mm), és 1 kg modell-talajt alulról zárt műanyag edénybe mértünk. Az edényeket lefedtük, de hermetikusan nem zártuk. A fémsókat oldat formájában jutattuk a modell-talajhoz (Cr(NO 3 ) 3 9H 2 O; Pb(NO 3 ) 2 ; ZnSO 4 7H 2 O), a lignit talajba keverésével egyidejűleg. A kísérletekben az inkubációs idő 8 hét volt, ez alatt az idő alatt a modell-talaj nedvességtartalmát (szabadföldi vízkapacitás 65%-a, (Sárdi, 2003) valamint hőmérsékletét (25 ºC) konstans értéken tartottuk. A mintavételezés a 8. hét elteltével történt. Az I. kísérletben a talajmikrobióta nagyságának és 4

5 aktivitásának a könnyebb detektálhatóság miatti növelése céljából a modell-talajhoz 1 m/m% cellulózport adtunk. Az I., a II., és a III. kísérletben is mértük az összes királyvízzel (MSZ :2006), desztillált vízzel (vizes közeg modellezése) (MSZ :2006), acetát pufferrel (savas közeg modellezése) (MSZE :2006), illetve Lakanen-Erviö féle kivonószerrel (növényi felvehetőség modellezése, Lakanen & Erviö, 1970) (MSZ :2006) oldható Cr, Pb, és Zn elemtartalmat. A II. kísérletben lúgos kivonatból mértük az összes Cr 6+ tartalmat is (MSZ :2006). Az I. kísérletben a talajmikrobiótában bekövetkező változásokat az invertáz enzimaktivitás (MSZ /2:1986), a teljes mikrobiális aktivitás (FDA analízis) (Schnürer & Rosswall, 1982; Adam & Duncan, 2001), a mikrobiális biomassza-c (CFE) (Vance et al., 1987; Wu et al., 1990), valamint az összes foszfolipidzsírsav tartalom (PLFA analízis - simlpe extraction ) (White et al., 1979) meghatározásával becsültük. Az utóbbival vizsgáltuk az egyes foszfolipid-zsírsav csoportok mennyiségi viszonyainak alakulását is. A II. kísérletben mértük az invertáz enzimaktivitást és a teljes mikrobiális aktivitást (FDA analízis). A IV. kísérletben a lignit, a modell-talaj humuszminőségére gyakorolt hatását Hargitai szerinti optikai módszerrel (Hargitai, 1988), a kationkicserélő kapacitására gyakorolt hatását pedig nátriumacetátos telítéssel mértük (Rédly, 1988). Az I. kísérlet eredményeit a DISITOBI modell statisztikai módszerein túl (regresszióanalízis, varianciaanalízis), főkomponens-analízissel is értékeltük (StatSoft Statistica 9-es verzió). A II., III. és IV. kísérlet eredményeit egy- és két-tényezős varianciaanalízissel vizsgáltuk, a különbségeket p=0,05 szignifikancia szinten állapítottuk meg. A II. kísérletben a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatók és a különböző kivonószerekkel oldható elemtartalmak közötti, valamint a lignit és a nehézfémek mobilitási viszonyai közötti kapcsolatot lineáris korrelációs vizsgálattal értékeltük. 3. Eredmények értékelése Az értékelés során alapadattal dolgoztunk A lignit stabilizáló hatásának értékelése Az I. kísérlet eredményei alapján a lignit csökkentette mind a három fém desztillált vízzel, illetve acetát pufferrel oldható frakció koncentrációját, de a Lakanen-Erviö féle kivonatban csupán a Cr-t és a Zn-t stabilizálta, azt is csekélyebb mértékben, mint a másik két kivonatban. A II. kísérletben is a lignitnek túlnyomórészt szignifikáns hatása volt a fémek mobilitás viszonyaira a különböző kioldási frakciókban. Az Pb-nál a stabilizáló hatás a nagy koncentrációk esetében nyilvánult meg. A Cr mobilitása miatt (hiszen felülszennyezéskor Cr 3+ alkalmaztunk) vizsgáltuk a Cr 3+ /Cr 6+ átmenetet a II. kísérletben. A Cr-só erősen savanyította az egyébként is savanyú modell-talajt. A 375 mg/kg-os Cr-kezelés esetében a ph érték 3,1, 1500 mg/kg-nál pedig 2,5. Ennél a ph tartománynál a lúgos kivonat alapján a lignit nélküli, és a lignites talajban is a Cr 3+ kb. 15%-a alakul át a toxikusabb, és mobilisabb Cr 6+ -á. (A kémhatásváltozás miatt a Cr 3+ /Cr 6+ átmenet az I. kísérletben is végbe mehetett.) Tehát a lignit elsősorban a Cr 6+ -ot immobilizálta. Az 5 m/m% lignitnek a Cr és a Zn esetében volt stabilizációs maximuma (III. kísérlet). A IV. kísérlet eredményei alapján a lignit a Hargitai féle optikai módszer szerint nem növelte a nehézfémek megkötésére szolgáló ligandumok számának nagyságát, de már a legkisebb lignit dózis is szignifikánsan növelte a kationkicserélő kapacitás nagyságát, a 10 m/m% pedig kétszeresére növelte azt a lignit nélküli talajhoz képest (1. ábra), növelve ezzel a fémek stabilizációjában szerepet játszó adszorpciós felületet. A fémsók jelenlétében a lignit 5

6 kationkicserélő kapacitás mgeé/100g növelte a modell-talaj kémhatását is, ami szintén hozzájárult a fémek mobilitásának csökkentéséhez. 1. ábra 12 kationkicserélő kapacitás lignit m/m% A modell-talaj kationkicserélő kapacitása a lignit dózis függvényében a vizsgálati eredmények alapján A lineáris korreláció vizsgálat szerint a lignitnek amennyiben volt igazolható Pbstabilizációs hatása, csak a kémhatás növelésével immobilizálta az Pb-t, a Cr és a Zn esetében pedig a kémhatás, illetve a kationkicserélő kapacitás növelésével is hatott a mobilis frakciókra. Ennek magyarázata az lehet, hogy a Cr és a Zn átmérője kisebb 1, mint az Pb-é, így azok könnyebben és jobban adszorbeálódhattak a lignit felszínén Az alkalmazott nehézfémek és a lignit talajmikrobiótára gyakorolt hatásának értékelése Az I. kísérletben a lignit önmagában növelte az (akkumulált) invertáz enzimaktivitást, de ez a pozitív hatás a nagy fémkezelések esetében már nem érvényesült. Ez a tendencia a LxCr párkölcsönhatás vizsgálatánál is mutatkozott. A Cr-kezelés egyértelműen negatív hatással volt az invertáz enzimaktivitásra. Az invertáz enzimaktivitás nagyságát a CrxZn és a CrxPb párkölcsönhatások is befolyásolták. A Zn- és az Pb-kezeléseknek önmagukban nem volt statisztikailag igazolható hatásuk, a párkölcsönhatások során a Cr-kezelés domináns negatív hatása volt a meghatározó. A lignit önmagában kissé csökkentette a teljes mikrobiális aktivitást. A lignit serkentő hatása a 750 mg/kg, vagy a feletti fémkezelések esetében nyilvánult meg. A Cr-kezelés egyértelműen negatív hatással volt a teljes mikrobiális aktivitásra. Az Pb-kezelés hatása minimumgörbével volt leírható. A Zn-kezelés hatása a CrxZn párkölcsönhatásban nyilvánult meg. A nagy Cr koncentráció negatív hatását a Zn jelenléte csökkentette. A mikrobiális biomassza változást a fumigált minták alapján értékeltük (Franzluebbers et al., 1999) (továbbiakban ezt nevezzük mikrobiális biomassza-c tartalomnak, ami nem azonos az egzakt CFE módszerrel kimutatott mikrobiális biomassza-c tartalommal), mivel a kísérlet során a modell-talajhoz szénforrásul hozzáadott cellulóz miatt a nem fumigált minták C koncentrációja magasabb volt a fumigált mintákéhoz képest, így a Joergensen (1996) képlet alapján a mikrobiális biomassza-c értéke negatív tartományba esett volna (Cmic=(Cfum-Cnfum)/k(EC)). A lignit hatása csak a LxCr párkölcsönhatásban nyilvánult meg, a Cr-kezelés negatív hatását a nagy Cr koncentrációk esetében a lignit tompította. Az Pb hatása ez esetben is minimumgörbével volt leírható. A Zn-kezelés pozitív 1 Az ionok átmérője (Shannon, 1976):Cr 3+ : 61,5 pm; Cr 6+ : 44 pm; Zn 2+ : 74 pm; Pb 2+ : 119 pm. 6

7 hatással volt a mikrobiális biomassza-c tartalomra. A PLFA analízis során kimutatható összes foszfolipid-zsírsavak koncentrációjának változásakor nem volt illeszthető a modell, csak akkor, mikor azon zsírsavakat összegeztük, melyek esetében a modell illeszthető (PLFA X ), így ezt tekintettük az összes foszfolipid-zsírsav tartalomnak. A PLFA analízis mindig az aktuális mikrobaközösségről ad információt (Leckie et al., 2004), míg a CFE módszerrel indirekt következtetünk a mikrobiális biomasszára (Joergensen, 1996). Habár önmagában a lignit nem gyakorol hatást az összes PLFA X tartalomra, a Cr-kezelés negatív hatását a lignit képes volt tompítani. Az Pb és a Zn esetében a hump-backed hatás ( enyhe emelkedés- erőteljes csökkenés) (Giller et al., 2009) volt megfigyelhető, azaz a PLFA analízissel kimutatott aktuális mikrobiális biomassza mennyisége bizonyos Pb és Zn fémkoncentrációig nőtt, utána pedig csökkent. Ez a változás természetesen nincs összefüggésben a fémrezisztens ökotípusok aktivitásával. A II. kísérletben a lignit elsősorban az invertáz enzimaktivitást növelte, a teljes mikrobiális aktivitást kevésbé. A fémsók jelenlétében a lignit hatása az invertáz enzimaktivitásra elsősorban a fémkoncentrációk nagyságától, míg a teljes mikrobiális aktivitásra pedig a fémkezelés milyenségétől függött. A Cr egyértelműen csökkentette az enzimaktivitásokat, az Pb és a Zn gátló vagy serkentő hatása koncentrációfüggő volt Az I. kísérlet DISITOBI modellel kapott eredményeinek értékelése főkomponensanalízissel A változók megjelenítése a faktortérben: A 2. ábrán látható, hogy a változók közül, a középpontból a ph-t ábrázoló ponthoz húzott szakasz csaknem párhuzamos az 1. tengellyel, tehát a vele egy csoportban található invertáz enzimaktivitás, a teljes mikrobiális aktivitás, és az összes PLFA X tartalom változások különböző, de egyaránt jelentős mértékben ph által meghatározottak. Azaz változásuk nagyban függ azon kezelésektől, melyek felelősek a kémhatás alakulásáért. A négy talajmikrobiológiai, -biokémiai mutató közül a mikrobiális biomassza-c tartalom függ legkevésbé a ph-tól. A főkomponens-analízis alapján nincsen összefüggés a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatók változása és a nehézfémek desztillált vízzel, acetát pufferrel, és Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható fémkoncentrációi között. Tehát az a kijelentés, hogy a lignit a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra gyakorolt pozitív hatása magyarázható a lignit mobilis fémkoncentrációinak csökkentésével, ezáltal a fémek toxicitásának mérséklésével, kiegészítendő azzal a megjegyzéssel, hogy ez nem bizonyítható a jelen vizsgálat során alkalmazott kivonószerekkel. 7

8 2. ábra A változók megjelenítése a faktortérben a kísérlet I. (DISITOBI modell) valamennyi kezelésének esetében Crkv-királyvíz oldható Cr, Crdv-desztillált víz oldható Cr, Crap-acetát puffer oldható Cr, Crle-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Cr, Pbkv-királyvízoldható Pb, Pbdv-desztillált víz oldható Pb, Pbap-acetát puffer oldható Pb, Pble-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Pb, Znkv-királyvízoldható Zn, Zndv-desztillált víz oldható Zn, Znap-acetát puffer oldható Zn, Znle-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Zn, invertáz invertáz enzimaktivitás, FDA teljes mikrobiális aktivitás, biomassza-c mikrobiális biomassza-c, PLFA X összes foszfolipid-zsírsav tartalom, ph kémhatás A minták (kezelések) megjelenítése a faktortérben: A 3. ábra azt szemlélteti, hogy a toxikussági gradiens a Faktor 1. tengellyel párhuzamos. A mintázat alapján a kezeléseket 2 fő csoportba lehet sorolni a DISITOBI kísérleti modellben: Az 1. csoport a kevésbé toxikus kezeléskombinációk csoportja. Ide tartoznak például a 0 mg/kg Cr, Pb és Zn koncentrációjú, a 10 m/m% lignit dózisú kezelések, valamint a centrális kezelések is. A 2. csoport a toxikus kezeléskombinációk csoportja. Ide tartoznak például az 1500 mg/kg Cr, Pb és Zn koncentrációjú, illetve a 0 m/m% lignit dózisú kezelések. A kezelési koncentrációk középértékét képviselő centrális kezelések az origóban helyezkednek el. Ez a DISITOBI modellben alkalmazott koncentrációértékek kiválasztásának helyességét jelzi. A főkomponens-analízis alapján megállapítható, hogy a lignit képes a fémkezelések toxikus hatásait csökkenteni. 8

9 3. ábra csoport 1. csoport Faktor 2: 21,29% toxikussági gradiens Faktor 1: 41,82% A minták (kezelések) megjelenítése a faktortérben a kísérlet I. (DISITOBI modell) valamennyi kezelésének esetében A számok a DISITOBI modell kezelési kódjai. A 25-ös szám a centrális kezeléseket jelöli A foszfolipid-zsírsav csoportok vizsgálata DISITOBI modellel Az I. kísérletben a PLFA analízis eredményeként 36 foszfolipid-zsírsavat lehetett azonosítani, közülük a DISITOBI modell szerint 19-nél volt illeszthető a modell. A kezelések hatását a zsírsavcsoportok, és nem az egyes zsírsavak alapján értékeltük. Mivel a mikrobacsoportok és a karakterisztikus zsírsavcsoportok mennyiségi meghatározására használt mérőszámok származtatott értékek, a modell egyenletének torzítása erőteljesebb, mint a közvetlenül mért talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatók esetében, ezért a (markánsan) ható tényezők meghatározására került a hangsúly. A közvetlenül mért talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókkal összhangban a mikrobacsoportokra (Gram-negatív, Gram-pozitív, eukarióták) jellemző PLFA csoportok relatív arányának változására is a két legmarkánsabb ható tényező a lignit és a Cr-kezelés volt. A környezeti hatást jelző karakterisztikus zsírsavcsoportok vizsgálatánál a modell szerint a lignitnek és a Cr-nak volt hatása a Gram-negatív/Gram-pozitív baktériumokra jellemző foszfolipid-zsírsavak arányának változására (jó indikátora a környezeti stressznek), az egyszeresen telítetlen/telített PLFA arányváltozás esetében a legmarkánsabb hatótényező a lignit volt (az aerob feltételeket és a szubsztrát hozzáférhetőséget jelzi) Főkomponens-analízissel A 4. ábrán jól látszik, hogy a Gram-negatív, de még inkább a Gram-pozitív baktériumokra jellemző PLFA csoportok relatív arányának változása jelenetős mértékben kémhatás által vezérelt, azaz nagyban függnek azon kezelésektől, melyek felelősek a ph alakulásáért. A Gram-negatív/Gram-pozitív PLFA arány így korrelációban van a Cr és Pb összes és különböző kivonószerekkel oldható frakcióival, a Zn-ével viszont nem. Ennek magyarázata 9

10 az, hogy a Zn-nek, mint nyomelemnek jelentős pozitív szerepe van a talajmikrobióta anyagcserében. A főkomponens-analízis alapján az egyszeresen telítetlen/telített PLFA arány nincsen szoros kapcsolatban egyik változóval sem. 4. ábra A változók, illetve a PLFA csoportok megjelenítése a faktortérben (DISITOBI modell) Crkv-királyvíz oldható Cr, Crdv-desztillált víz oldható Cr, Crap-acetát puffer oldható Cr, Crle-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Cr, Pbkv-királyvíz oldható Pb, Pbdv-desztillált víz oldható Pb, Pbap-acetát puffer oldható Pb, Pble-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Pb, Znkv-királyvíz oldható Zn, Zndv-desztillált víz oldható Zn, Znap-acetát puffer oldható Zn, Znle-Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Zn, G-/G+ - a Gramnegatív és a Gram-pozitív baktériumokra jellemző PLFA arány, e/t - egyszeresen telítetlen és a telített PLFA arány, G- - Gram-negatív baktériumokra jellemző PLFA relatív aránya, G+ - Gram-pozitív baktériumokra jellemző PLFA relatív aránya 4. A DISITOBI modell kritikája Bár egyes alkalmazott nehézfémsók savanyító hatása miatt egy további (függő) változó, a ph hatása torzította a vizsgálati eredmények alapján kapott modelleket. Ennek ellenére az egyenletek paraméterei alapvetően megbízhatóan írták le az együttesen jelen lévő nehézfémsók mobilitás viszonyait, azok talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra, valamint a lignit, mint potenciális stabilizálószer mindezekre gyakorolt hatását egy tipikus, valós nehézfémes talajszennyezést és annak kémiai stabilizálását egy egységes rendszerben, egy lépésben szimuláló kísérlet körülményei között. Ezt alátámasztotta az adatbázison elvégzett főkomponens-analízis is. A DISITOBI modell n dimenziós koordináta rendszerben ábrázolt hatásfelülete közelítő jelleggel tudja leírni a valós összefüggéseket, hiszen a természetben nem csak a modell által kezelt három hatás létezik. Emiatt esetenként a hatások szakmai interpretálása nem, vagy csak nehezen lehetséges. A modell használata során a hangsúly a hatótényezők kimutatására és nem a matematikai összefüggés egzaktságára helyeződik. 10

11 Mindezek alapján és értelmében megállapítható, hogy a DISITOBI modell alkalmas kémiai és biológiai rendszerek többváltozós, összetett kísérletekben történő értékelésére. Előzetes, a vizsgálni kívánt tényezők hatástartományainak külön-külön megállapítását célzó kísérletek jelentősen javíthatják a modell jóságát, így értelmezhetőségét is, ezért azok elvégzése javasolható. 5. Következtetés, javaslat A lignit képes volt immobilizálni a Cr-t, az Pb-t, és a Zn-t. Megállapítható, hogy a különböző lignit dózisok közül a 10 m/m% lignit az 5 m/m%-hoz képest csupán esetenként tudta az immobilizációt kétszeresére növelni. A fémek mobilitásviszonyai a lignit nélküli talajban a következők voltak: Cr<Pb<Zn. Százalékban kifejezve a lignit a Cr-t stabilizálta a legjobban (hiszen a Cr 3+ ~15%-a átalakult a sokkal mobilisabb Cr 6+ -á), a Zn-t pedig a legkevésbé. A lignit a Hargitai féle optikai módszer szerint nem növelte a modell-talajban a nehézfémek megkötésére szolgáló komplexképző helyek számának mennyiségét, de már a legkisebb lignit dózis is szignifikánsan növelte a kationkicserélő kapacitás nagyságát, a 10 m/m% pedig kétszeresére növelte azt a lignit nélküli talajhoz képest, így a fémek adszorbeálódtak a barnaszén felületén, azaz csökkent a mobilitásuk. A lignit a fémsók jelenlétében növelte a modell-talaj kémhatást is, ami szintén hozzájárult a fémek mobilitásának csökkentéséhez. A lineáris korreláció vizsgálat alapján elmondható, hogy a lignit az Pb immobilitására a kémhatás növelésével, a Cr és a Zn immobilitására pedig a kémhatás, illetve a kationkicserélő kapacitás növelésével hat. Önmagában a lignit, a négy talajmikrobiológiai mutató közül elsősorban az invertáz enzimaktivitásra volt serkentő hatással, hiszen növelte az enzimakkumulációs kapacitást. Az invertáz enzimaktivitás, mint akkumulálódó enzimaktivitás szoros összefüggésben van a talaj agyag és szervesanyag-tartalmával, valamint a talaj anyag- és energiaforgalmában bekövetkezett változások egyik mutatója. A lignit, mint a szénülés legalsó fokán álló barnaszén, nem számít tápanyagforrásnak a mikrobák számára, amit bizonyít, hogy érdemben nem volt hatása sem a teljes mikrobiális aktivitásra, sem a simple extraction módszerrel kimutatott összes foszfolipid-zsírsav tartalomra, melyek a mikrobaközösség aktuális anyagcsere állapotáról adnak információt. A lignit hatása elhanyagolható volt a mikrobiális biomassza-c tartalom változásra is (jelen munka során a mikrobiális biomassza-c tartalom nem tekinthető egzakt biomassza-becslő módszernek, hiszen a talajélet élénkítése érdekében alkalmazott cellulózpor miatt, a biomasszában bekövetkezett változásokra a fumigált minták C-tartalma alapján következtettem). A foszfolipid-zsírsav csoportok értékelésénél a lignit a Gram-negatív baktériumok számára jobb mikrokörnyezetet teremtett, illetve javította a szubsztrát hozzáférhetőséget is, és az aerob feltételeknek is kedvezett. A lignit és a fémkezelések párkölcsönhatásánál, a lignit túlnyomó részt képes volt a fémkezelések hatását tompítani. Míg a Cr esetében a lignithatás pozitív volt, addig az esszenciális Zn elemnél esetenként negatív, hiszen a lignit csökkentette a Zn biológiai hozzáférhetőségét. Együttesen tekintve az alkalmazott mutatók által tükrözött, talajéletre gyakorolt lignithatást, megállapítható, hogy a lignit érdemben nem gátolja azt, tehát alkalmas kémiai stabilizációs alapú remediációs eljárásokban való alkalmazásra. A fémkezelések talajmikrobiótára gyakorolt gátló hatásainak sorrendje: Zn Pb<Cr. A Cr-só szinte valamennyi talajmikrobiológiai mutatóra negatív hatással volt. Ennek magyarázata az, hogy a Cr-kezelés nagymértékben savanyította a modell-talajt, és az alkalmazott talajmikrobiótát vizsgáló mutatók, a mikrobiális biomassza-c tartalom kivételével, részben kémhatás által vezéreltek, illetve az, hogy az igen alacsony ph-n a Cr 3+ egy része átalakult a sokkal toxikusabb Cr 6+ -á. Az Pb és a Zn kezeléshatások vizsgálatánál nem ilyen egyértelmű az összefüggés. A talajmikrobiótára gyakorolt negatív vagy pozitív 11

12 hatásuk nagyban függött a fémkezelési koncentrációtól, illetve a hatás detektálására használt talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatótól. Míg az Pb-kezelés pozitív hatása eredhetett az Pb-só által, a talajhoz adott nitrát tartalomból (a Cr-só nitrát tartalmának hatása valószínűleg a Cr igen toxikus volta miatt nem tud érvényesülni), addig a Zn-nek, mint esszenciális elemnek jelentős a pozitív szerepe a talajmikrobióta működésében. A főkomponens-analízis, illetve a lineáris korreláció vizsgálat alapján nincs összefüggés a Cr, Pb, Zn desztillált vizes, és/vagy az acetát pufferes, és/vagy a Lakanen-Erviö féle kivonószerekkel oldható elemtartalmak, illetve a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatók változása között. Javaslat A bemutatott vizsgálatok igazolták, hogy a visontai lignit alkalmas potenciális stabilizálószer, feltárt hatásmechanizmusa alapján elsősorban savanyú talajokra. Ahhoz, hogy a lignitalapú remediációs technológia valóban a gyakorlatban alkalmazott eljárás lehessen, szükséges a lignit hatékonyságának további tesztelése más talajtípus(ok)on, talaj-növény rendszerben. Szükség van továbbá a kísérleti léptékváltásra is (szabadföldi, félüzemi, üzemi), és azt követően pedig egy komplex technológia-értékelési módszer (anyagmérleg; költséghatékonyság felmérése; kockázatok jellemzése; SWOT analízis) határozhatja meg a lignit alkalmazhatóságának tényleges feltételrendszerét. 6. Új tudományos eredmények 1. A lignit növeli a nyírlugosi savanyú homoktalaj kationkicserélő kapacitását, növelve ezzel a nehézfémek megkötésére szolgáló adszorpciós felületet, csökkentve ezzel a fémek talajmikrobákra gyakorolt hatását. 2. A lignit savanyú és erősen savanyú talajban, a kisebb ionátmérőjű Cr-t és a Zn-t a kémhatás, illetve a kationkicserélő kapacitás növelésével, a nagyobb ionátmérőjű Pb-t a kémhatás növelésével immobilizálja. 3. A lignit savanyú és erősen savanyú talajban az enzimakkumulációs kapacitás növelésével pozitív hatással van az akkumulált invertáz enzimaktivitásra, de nem befolyásolja a teljes mikrobiális aktivitást, a fumigált minták alapján értékelt mikrobiális biomassza-c tartalmat és a simple extraction módszerrel kimutatott összes foszfolipid-zsírsav tartalmat. 4. A savanyú vagy erősen savanyú, és alacsony szervesanyag-tartalmú talajban az Pbnitrátnak és a Zn-szulfátnak provokatív Pb és Zn kezelési koncentrációk esetében sincsen egyértelmű negatív hatása az invertáz enzimaktivitásra, a teljes mikrobiális aktivitásra, és a fumigált minták alapján értékelt mikrobiális biomassza-c tartalom változásra, mivel az alkalmazott fémsóknak a mikrobiális anyagcserét serkentő hatásuk is van. 5. Nincsen összefüggés a Cr, Pb, Zn desztillált vizes, és/vagy az acetát pufferes, és/vagy a Lakanen-Erviö féle kivonószerekkel oldható elemtartalmak, illetve a talajmikrobiológiai, - biokémiai mutatók változása között, mivel a hozzáférhetőséget nem pusztán az oldhatósági viszonyok befolyásolják. 12

13 7. Irodalomjegyzék Adam G, Duncan H. Development of a sensitive and rapid method for the measurment of total microbial activity using fluorescein diacetate (FDA) in a range of soil. Soil Biology and Biochemistry 2001;33: Anton A, Máthé P, Radimszky L, Füleky Gy, Biczók Gy. Effects of environmental factors and Mn, Zn, Cu trace elements on the soil phosphomonoesterase and amidase activity. Application of DISITOBI model. Acta Biologica Hungarica 1994;45: Anton A, Radimszky L, Szili-Kovács T, Füleky Gy, Gulyás F. Effects of environmental factors and Mn, Zn, Cu trace elements ont he available N content of two soils. In: Progress in Nitrogen Cycling Studies (eds. Cleemput O, Hofman G, Vermoesen A.). Kluwer Academic Publishers, Doordrecht, 1996; Bartus T, Gálos M, Gerencsér T, Gilyén E, Simon M P, Szabó I, Tóth I. Kármentesítési beruházások műszaki ellenőrzése, Kármentesítési Útmutató 5 (ed.: NÉMETH T.). KvVM, Budapest. 2003; Biczók Gy, Tolner L, Simán Gy. Method for the determination of multivariate response functions. Bulletion of the University of Agricultural Sciences :5-16. Berti W A, Cunningham S D. In-place inactivation of Pb in Pb-contaminated soils. Environmental Science and Technology 1999;31: Franzluebbers A J, Haney R L, Hons F M, Zuberer D A. Assessing biological soil quality with chloroform fumigation-incubation: why subtract a control? Canadian Journal of Soil Science 1999;79: Giller K E, Witter E, McGarth S P. Heavy metals and soil microbes. Soil Biology and Biochemistry 2009;41: Hargitai L. A talaj szerves anyagának meghatározása és jellemzése. In: Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkkönyv 2. (ed.:buzás I.). 1988: Joergensen R G. The fumigation-extraction method to estimate soil microbial biomass: calibration of the kec value. Soil Biology and Biochemistry 1996;28: Kumpiene J, Lagerkvist A, Maurice C. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendents review. Waste Management 2008;28: Lakanen E, Erviö R. A comparison of eight extractants for the determination of plant available micronutrients in soil. Acta Agr. Fenn. 1970;123: Leckie S E, Prescott C E, Grayston S J, Neufeld J D, Mohn W W. Comparison of chloroform fumigation-extraction, phospholipid fatty acid, and DNA methods to determine microbial biomass in forest humus. Soil Biology and Biochemistry 2004;36: Máthéné G G, Anton A. Toxikuselem-szennyeződés káros hatásainak mérséklése fitoremediációval. Agrokémia és Talajtan 2004;53: MSZ /2:1986 MSZ :2006 MSZE :2006 Rédly L. A talaj szerves anyagának meghatározása és jellemzése. In: Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkkönyv 2. (ed.:buzás I.). 1988: Sárdi K. Agrokémia. A növénytáplálás alapjai. VE GMK, Keszthely. 2003; Schnürer J, Rosswall T. Fluorescein Diacetate Hydrolysis as a Measure of Total Microbial Activity in Soil and Litter. Applied and Environmental Microbiology 1982;43: Shannon R D. Revised effective ionic radii and systematic studies of interatomic distances in halides and chalcogenides. Acta Crystallographica 1976;32: Uzinger N, Anton A. Chemical stabilization of heavy metals on contaminated soils by lignite. Cereal Research Communications 2008;36:

14 Vance E D, Brookes P C, Jenkinson D S. An extraction method for measuring soil microbial biomass-c. Soil Biology and Biochemistry 1987;19: Várallyay Gy. Life quality - soil - food chain. Cereal Research Communications 2006;34-1: White D C, Davis W M, Nickels J S, King J D, Bobbie R J. Determination of the sedimentary microbial biomass by extractible lipid phosphate. Oecologia 1979;40: Wu J, Joergensen R G, Pommerening B, Chaussod R, Brookes P C. Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction an automated procedure. Soil Biology and Biochemistry 1990;22: Publikációk A disszertáció tárgyában született külföldi szerkesztésű, referált, idegen nyelvű tudományos közlemény: Feigl V, Uzinger N, Gruiz K. Chemical stabilisation of toxic metals in soil microcosms, Land Contamination and Reclamation, 2009;17: A disszertáció tárgyában született hazai szerkesztésű szakfolyóiratokban megjelent közlemények: Uzinger N, Anton A. Chemical stabilization of heavy metals on contaminated soils by lignite. Cereal Research Communications 2008;36: Feigl V, Uzinger N, Gruiz K, Anton A. Reduction of abiotic stress in a metal polluted agricultural area by combined chemical and phytostabilisation. Cereal Research Communications 2009;37: Máthé-Gáspár G, Máthé P, Szabó L, Orgoványi B, Uzinger N, Anton A. After-effect of heavy metal pollution in a brown forest soil. Acta Biologica Szegediensis 2005;49: A disszertáció tárgyában született magyar nyelvű lektorált folyóiratokban megjelent közlemények: Halbritter A, Uzinger N. A talaj-mikrobióta vizsgálata foszfolipidek alapján (1): Szükségesség és alkalmazási lehetőségek. Agrokémia és Talajtan 2005;54: Uzinger N, Halbritter A. A talaj-mikrobióta vizsgálata foszfolipidek alapján (2): A foszfolipidek kémiai analízise, Agrokémia és Talajtan 2006;55: Uzinger N, Anton A, Szili-Kovács T, Halbritter A. Kémiai nehézfém-stabilizációs eljárás hatásainak vizsgálata laboratóriumi modellkísérletben Talajvédelem 2006; Uzinger N, Barna S, Anton A. Toxikus fémekkel szennyezett talajok stabilizációja különböző hulladékok alkalmazásával. Agrokémia és Talajtan 2009;58: A disszertáció tárgyában született poszter prezentációk, konferencia kiadványokban (proceedings, abstractkötet) megjelent közlemények: Barna S, Anton A, Simon L, Uzinger N. Stabilization of toxic metals in contamanited soil with red mud. In: The 3rd International Symposium on Trace Elements in the Food Chain May Budapest, (Ed.: Szilágyi, M., Szentmihályi K.). Proceedings 2009; Feigl V, Atkári Á, Uzinger N, Gruiz K. Fémmel szennyezett területek integrált kémiai és fitostabilizációja. Országos Környezetvédelmi Konferencia és Szakkiállítás; szeptember ; Siófok. Siófok: MTESz, 2006; Feigl V, Atkári Á, Uzinger N, Gruiz K. Combined chemical and phytostabilisation of metal polluted soil (konferencia, prezentáció), ISEB ESEB JSEB International Symposium on 14

15 Environmental Biotechnology, 9-14 July Leipzig, Németország, Book of Abstracts, 312. Oldal B, Anton A, Uzinger N, Fenyvesi É, Gruiz K, Murányi A. Environmental impacts of cyclodextrins enhancing bioremediation efficiency (poster). 13 th International Biodeterioration and Biodedgradation Symposium (IBBS-13). 4-9 September Madrid. Oldal B, Máthé-Gáspár G, Uzinger N, Anton A. Impact of metalloferrous ore on seed emergence: a preliminary phytoremediation study (poster), Third European Bioremediation Conference 4-7 july 2005, Crete. Uzinger N, Anton A, Szili-Kovács T, Halbritter A. Fitoremediáció bányászati eredetű diffúz szennyezések kezelése. Országos Környezetvédelmi Konferencia és Szakkiállítás, október , Budapest, Tanulmánykötet 2006;6-11. Uzinger N, Anton A. Effect of lignite as a stabilizing agent for toxic metals in a soil incubation experiment. In: ConSoil 2008, (ISBN ) 2008; Uzinger N, Szili Kovács T, Villányi I, Anton A. Change of several soil enzyme activities in the course of chemical heavy metal stabilization in soil incubation experiment (poster), The Third International Conference, Enzymes in the Environment: Activity, Ecology and Applications, july Viterbo, Italy, Proceedings 2007;109. Nem a disszertáció tárgyában született közlemények: Halbritter A, Tamás J, Anton A, Uzinger N. Mikroelemtartalom-vizsgálatok dolomit sziklagyep és fekete fenyves talaján. Tájökológiai Lapok 2005;3: Oldal B, Maloschik E, Uzinger N, Anton A, Székács A. Pesticide residues in Hungarian soils. Geoderma, 2006;135: