Doktori (Ph.D.) értekezés

Átírás

1 1

2 PANNON EGYETEM NÖVÉNYTERMESZTÉS ÉS KERTÉSZETI TUDOMÁNYOK DOKTORI ISKOLÁJA NEHÉZFÉM IMMOBILIZÁCIÓS MODELLKÍSÉRLETEK LIGNITTEL Doktori (Ph.D.) értekezés Témavezetők: Dr. Anton Attila, CSc. c. főiskolai tanár Dr. Csitári Gábor, Ph.D. egyetemi docens Készítette: Uzinger Nikoletta Keszthely

3 NEHÉZFÉM IMMOBILIZÁCIÓS MODELLKÍSÉRLETEK LIGNITTEL Értekezés doktori (Ph.D.) fokozat elnyerése érdekében Írta: Uzinger Nikoletta Készült a Pannon Egyetem Növénytermesztés és Kertészeti Tudományok Doktori Iskolájában Témavezető: Dr. Anton Attila, CSc. Elfogadásra javaslom: (igen / nem) Dr. Csitári Gábor, Ph.D. (igen / nem)... A jelölt a doktori szigorlaton... % -ot ért el, Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom: Bíráló neve: igen /nem Bíráló neve: igen /nem. (aláírás). (aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján...% - ot ért el. Keszthely,. a Bíráló Bizottság elnöke A doktori (Ph.D.) oklevél minősítése.... az EDT elnöke 3

4 A dolgozatban használt rövidítések CEC kationkicserélő kapacitás CFE kloroform fumigációs extrakció CFI kloroform fumigációs inkubáció DISITOBI többváltozós kísérlettervező és értékelő modell (DI Gléria, SImán, TOlner, BIcók) EPC G a talajok általános környezetvédelmi kapacitása EPC S a talajok specifikus környezetvédelmi kapacitása FDA fluoreszcein diacetát GC-MS gázkromatográf-tömegspektrométer ICP AES Induktív Csatolású Plazmagerjesztésű Atomemisszós Spektrométer K humuszminőségi stabilitási koefficiens OKKP Országos Környezeti Kármentesítési Program PCA főkomponens-analízis PLFA foszfolipid-zsírsav TOC összes szerves szén SITOBI többváltozós kísérlettervező szoftver (SImán, TOlner, BIcók) 4

5 TARTALOMJEGYZÉK Kivonatok Bevezetés, célkitűzés Irodalmi áttekintés Környezetpolitika Az Európai Unió környezetpolitikája, a talajvédelmi stratégia és keretirányelv Magyarország környezetpolitikája, a hazai talajvédelmet elősegítő jogszabályok, a magyar talajvédelmi stratégia Magyarország talajainak szennyezettsége Nehézfémszennyezések Magyarországon A nehézfémek sorsa a talajban A nehézfémek talajból történő kioldásának módszerei Környezeti kockázatkezelés A nehézfémmel szennyezett területek remediációja Biomonitoring és bioindikáció A doktori munka során alkalmazott talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók jellemzése Mikrobióta változások nehézfémekkel szennyezett talajokban Többváltozós kísérlettervező és értékelő rendszerek Hipotézisvizsgálat Anyag és módszer Kísérletek bemutatása Módszerek Vizsgálati eredmények Eredmények értékelése Az I. kísérlet eredményeinek értékelése a DISITOBI modell alapján A lignit stabilizáló hatásának értékelése Az alkalmazott nehézfémek és a lignit talajmikrobiótára gyakorolt hatásának értékelése Az I. kísérlet eredményeinek értékelése főkomponens-analízissel A foszfolipid-zsírsav csoportok vizsgálata A DISITOBI modell eredményeinek értékelése A DISITOBI modell eredményeinek értékelése főkomponens-analízissel A II., III., IV. kísérlet eredményeinek értékelése A lignit stabilizáló hatásának értékelése, hatásmechanizmusának vizsgálata A lignit és az alkalmazott nehézfémek talajmikrobiótára gyakorolt hatásának értékelése A DISITOBI modell kritikája Következtetés, javaslat Új tudományos eredmények Összefoglalás Köszönetnyilvánítás Irodalomjegyzék Mellékletek

6 Kivonatok Nehézfém immobilizációs modellkísérletek lignittel A remediációs technológiafejlesztés első lépéseként talajinkubációs modellkísérletekben vizsgálta a visontai lignit nehézfémstabilizáló hatását (Cr, Pb, Zn fémekre), hatásmechanizmusát; a lignit és a nehézfémek talajéletre gyakorolt hatását invertáz enzimaktivitással, FDA analízissel, CFE módszerrel, és PLFA analízissel értékelte. Vizsgálta továbbá, hogy a különböző kivonószerekkel oldható elemfrakciók korrelálnak-e a talajmikrobióta változással. A komplex modellkísérletet lineáris, kvadratikus és párkölcsönhatásokat vizsgáló ortogonális faktorterv szerint állította be a lignit és a fémkezelések 5 dózisával. Az igazolt modellek, és kezeléshatások jobb értelmezhetősége miatt, további kísérletekben értékelte a lignit stabilizáló hatását külön-külön az egyes nehézfémekre, vizsgálta továbbá, hogy az 5 m/m% lignit stabilizáló hatása milyen fémkezelési koncentrációnál éri el a maximumát, és hogy a lignit milyen hatást gyakorol a modell-talaj humuszminőségére, kationkicserélő kapacitására. Az eredmények alapján a lignit képes volt immobilizálni a Cr-t, az Pb-t, és a Zn-t. A lignit nem növelte a kelátképző csoportok jelenlétére utaló Hargitai szerinti humuszminőségi stabilitási koefficiensek értékeit, de növelte a modell-talaj kationkicserélő kapacitását, és a fémsók jelenlétében a kémhatását, így csökkentve a fémek mobilitását. A lignit az Pb-t a kémhatás növelésével, a Cr-t és a Zn-t a kémhatás és a kationkicserélő kapacitás növelésével immobilizálta. A lignit az enzimakkumulációs kapacitásával növelte invertáz enzimaktivitást, de érdemben nem volt hatása a teljes mikrobiális aktivitásra (FDA analízis), mikrobiális biomassza-c tartalom (CFE), illetve az összes foszfolipid-zsírsav tartalom (PLFA analízis) változásra. A talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatók alapján a lignit tompította fémkezelések hatását. A fémkezelések gátló hatásának sorrendje a következő volt: Zn Pb<Cr. Nem volt összefüggés a Cr, Pb, Zn különböző kivonószerekkel oldható elemtartalmai, és a talajmikrobióta változása között. Ahhoz, hogy a lignitalapú remediációs technológia alkalmazott eljárás lehessen, szükséges a lignit hatékonyságának további tesztelése különböző talajtípus(ok)on, talajnövény rendszerben. Szükség van a kísérleti léptékváltásra is, és azt követően pedig egy komplex technológia-értékelés határozhatja meg a lignit alkalmazhatóságának tényleges feltételrendszerét. 6

7 Heavy metal immobilization model experiments with lignite The heavy metal (Cr, Pb, Zn) immobilization effect and action mechanism of lignite originating from Visonta were studied in model experiments. The effect of lignite and heavy metals on soil microbiota were evaluated by invertase enzyme activity, FDA analysis, CFE method and PLFA analysis. It was also investigated that among the element fractions soluble in different extractants, whether correlated with soil microbiota changes. Lignite, by increasing the ph and cation exchange capacity, stabilized the studied heavy metals. Lignite had no negative effect on soil microbiota, it was even capable of decreasing the negative effects of heavy metal treatments. The sequence of heavy metal treatments on the basis of their inhibiting effects was as follows: Zn Pb<Cr. No correlation was found among the Cr, Pb and Zn fractions soluble in different extractants and changes in the soil microbiological and biochemical indicators. Experimentos de modelo de inmovilización de metal pesado con lignito En experimentos de modelo examinó el efecto de estabilización y el mecanismo de efecto de los metalales pesados (Cr, Pb, Zn) del lignito de Visonta. Evaluó el efecto de los metales pesados en la vida del suelo con actividad enzimiológica invertina, con análisis FDA, con método CFE y con análisis PLFA. Además, observó que entre las fracciones de elementos disolventes con diferentes extractos cuáles correlacionan con el cambio de las microbiotas del suelo. El lignito estabilizó los metales pesados observados con el aumento del efecto químico y de la capacidad del cambio de catión. El lignito no tuvo efecto negativo en la microbiota del suelo, incluso fue capaz de aliviar el efecto negativo de los tratamientos de metal. El orden de sucesión del efecto contenedor de los tratamientos de metal fue lo siguiente: Zn Pb<Cr. No había conexión entre los contenidos de elemento disolventes con diferentes extractos de Cr, Pb, Zn y entre el cambio de los índices suelomicrobiológicos y bioquímicos. 7

8 1. Bevezetés, célkitűzés Úgy tűnik, az emberi élet bizonyos értelemben, egyre biztonságosabbá vált, hiszen kevesebb, mint száz év alatt megnőtt az átlagéletkor, a betegségek jelentős részére van gyógyszer, a természetet megzaboláztuk. A társadalom közérzetében azonban ehhez nem járul hasonlóan növekvő biztonságérzet. A természeti erők által okozottak mellett egyre gyakoribbak az emberi tevékenység által okozott katasztrófák (Bophal, Csernobil, tiszai ciánszennyezés, olajszennyezés a Mexikói-öbölben), a valószínűsíthető globális éghajlatváltozás pedig szélsőséges időjárási eseményeket és további természeti csapásokat (egyre pusztítóbb árvizek, sarki jég olvadása) eredményezhet. Gyarapodnak a mindennapi élet társadalmi és egyéni rizikófaktorai (erőművek, géntechnológia, növényvédőszerek, stb.) is. Mindez olyan környezeti kockázatot jelent, amely nem az emberi tevékenység egyenes, szándékolt következménye, sokkal inkább azok mellékhatása (Fodor, 2006). A bioszféra elemeinek szennyeződése bizonyos toxikus elemekkel a kémiai környezetterhelés egyik formája, mely alapvető egészségügyi, gazdasági, ökológiai következményekkel jár (Kádár, 1995). Mivel a civilizációs társadalmi igények sajnos nem teszik lehetővé a teljesen szennyezésmentes környezet biztosítását, ezért nagy hangsúlyt kell kapnia a szennyezett környezeti elemek gyógyításának. A toxikus fémek (nehézfémek) feldúsulása a talajban természetes (geológiai, biológiai) és antropogén (emberi) hatásra következethet be, pontszerűen, illetve diffúz módon. A természetes eredetű hatások okozta viszonylag lassú változásokkal szemben, az antropogén hatások rendszerint drasztikusan és gyorsan változtatják meg a talaj összetételét, tulajdonságait és módosítják funkcióit (Simon, 1999). A talaj (és a földtani közeg), mint környezeti elem védelme kiterjed a minőségének megóvására, fizikai-kémiaibiológiai degradációjának megelőzésére, elhárítására. 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. Míg a kémiai vizsgálatok 8

9 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 nehézfémek 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: 1. Igazolni a visontai lignit nehézfémeket immobilizáló hatását egy, illetve komplex fémszennyezés esetén (Cr, Pb, Zn). 2. Tisztázni a visontai lignit immobilizáló hatásmechanizmusát. 3. Igazolni a visontai lignit pozitív hatását a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókra. 4. Igazolni a Cr, Pb, Zn nehézfém-kezelések negatív hatását a talajmikrobiológiai és - biokémiai mutatókra. 5. Tisztázni, hogy a Cr, Pb, Zn különböző kivonószerekkel oldható elemtartalma korrelál-e a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókkal. 9

10 2. Irodalmi áttekintés 2.1. Környezetpolitika Az Európai Unió környezetpolitikája, a talajvédelmi stratégia és keretirányelv Az Európai Bizottság közösségi környezetpolitikájának általános célja, hogy a legjobb életfeltételeket nyújtó környezet megteremtésével elősegítse az embert szolgáló gazdasági növekedést, valamint, hogy a növekedést összeegyeztesse a természeti környezet megőrzésével. Mindez csupán kompromisszumokkal jöhet létre ig a közösségi környezetpolitika alkotmányos jogi alapok nélkül valósult meg. Az Egységes Európai Okmány (1987) a Római Szerződés (1957) módosításával a Közösség céljai közé emelte a környezetvédelmet, jogalapot teremtve a közös környezetpolitikai intézkedések számára, majd a Maastrichti Szerződés (1992) további környezetvédelmi alapelveket fogalmazott meg. A környezeti szempontok közösségi politikába való integrálásáról az Amszterdami Szerződés (1997) rendelkezett. Az Európai Közösség környezetpolitikája a kezdetektől fogva nagyobb szabású, mint a tagországok környezetvédelmi tevékenységének összehangolása. Már az Első Környezetvédelmi Akcióprogramban ( ) megfogalmazták a Közösség illetékesei, hogy a környezeti problémák megoldásában együtt kívánnak működni a Közösségen kívüli országokkal is. Az Európai Unióban is akárcsak itthon nagy a szakadék a tudományos-technikai lehetőségek és a gyakorlatban alkalmazott, a piacon elérhető módszerek között. A különböző környezetvédelmi kutatási-fejlesztési projektek célja a modern környezetmenedzsment döntéstámogató eszköztárának fejlesztése, bővítése, a kapcsolódó tevékenységek összehangolása, nem utolsó sorban az információk elérhetővé tétele, például adatbázisok, fórumok, programok létrehozásával (EUGRIS, NICOLE, ENVASSO, SOWA, DIFPOLMINE, ETAP, TESTNET, MOKKA, stb.) (Molnár, 2006). Az európai talajok állapota romlik, aminek fő oka az emberi tevékenység, mint például a helytelen mezőgazdasági és erdőgazdálkodási módszerek alkalmazása, az ipari tevékenység, a turizmus, a városi és ipari terjeszkedés. Ezen tevékenységek gátolják a talaj multifunkcionalitását, a talaj termékenysége, szervesanyag tartalma, és biológiai sokfélesége csökken, kisebb lesz a talaj vízmegtartó kapacitása, a tápanyagok geokémiai ciklusa szakadozottá válik, a szennyező anyagok lebontása lassul. 10

11 A Hatodik Környezetvédelmi Akcióprogramról szóló 1600/2002/EK határozat magában foglalja a természeti erőforrások védelmére és a talaj fenntartható használatának elősegítésére vonatkozó célkitűzéseket. A Közösség kötelezettséget vállalt egy talajvédelemről szóló tematikus stratégia (Stratégia) létrehozására a talajromlás megállítása és visszafordítása érdekében. A Stratégiát az Európai Unió végül 2006-ban elfogadta. Addig az Uniónak nem volt egységes talajvédelmi koncepciója, csupán ágazati politikák érintették a talajvédelmet. A Stratégia az európai talajok állapotának felmérésén túl meghatározza a szükséges intézkedéseket és azok módszertanát, valamint a tényleges beavatkozási szinteket is. Az Európai Bizottság által javasolt Stratégia négy pillére épül: - keretjogalkotás a talajvédelem érdekében a fenntartható használat elsődleges céljával, - a talajvédelem beépítése a tagállami és közösségi szakpolitikák alkotásába és végrehajtásába, - talajvédelmi ismereti hiányosságok megszüntetése a Közösség által támogatott kutatások és nemzeti kutatási programok révén, - a nyilvánosság figyelmének felhívása a talajvédelem szükségére. A tervezett Talajvédelmi Keretirányelv rendelkezéseihez a választott jogalap az EK- Szerződés 175. cikkének (1) bekezdése. A Keretirányelv elfogadását néhány meghatározó tagország mindeddig megakadályozta. A Talajvédelmi Keretirányelv létrehozná a talajnak a környezeti, gazdasági, társadalmi és kulturális funkciók betöltésére vonatkozó képességeinek megőrzési rendszerét. Olyan intézkedéseket állapítana meg, amelyek elősegítenék a talajromlási folyamatok megelőzését, csökkentését, illetve a talaj működőképességének helyreállítását Magyarország környezetpolitikája, a hazai talajvédelmet elősegítő jogszabályok, a magyar talajvédelmi stratégia 1976-ban megszületett az első magyarországi környezetvédelmi törvény (1976. II. tv.), azonban a környezetvédelmi tervezés rendszerének valós keretét a környezet védelmének általános szabályairól szóló évi LIII. törvény (Ktv.) teremtette meg. A Ktv. célja az ember és a környezet harmonikus kapcsolatának kialakítása, a környezet elemeinek és folyamatainak védelme, a fenntartható fejlődés környezeti feltételeinek biztosítása. A Ktv. a kiszámíthatóság és a méltányos teherviselés elve szerint megfelelő kereteket teremt az egészséges környezethez való alkotmányos jogok érvényesítésére, és elősegíti a környezet 11

12 károsodásának megelőzését, igénybevételének, terhelésének és szennyezésének csökkentését, a károsodott környezet javítását és helyreállítását. A termőföld védelméről az évi LV., illetve a évi CXXIX. törvény rendelkezik. Míg az első törvény hatálya a termőföldre, mint jogilag körülhatárolható, specifikus ingatlanra terjed ki, azaz intézkedik a termőföld tulajdonjogának megszerzéséről, a megszerzés tilalmáról, a birtoktagok kialakításáról, addig a második törvény a termőföld hasznosításra, a földvédelemre, a földminősítésre, a talajvédelemre vonatkozó rendelkezéseket állapít meg. E jogszabályok értelmében földvédelem a termőföld mennyiségének védelmét, talajvédelem a termőföld minőségének védelmét jelenti. A szennyezett területek kockázatközpontú kezelése lassan beépül a hazai jogrendbe. Ezt bizonyítja, hogy a III. Nemzeti Környezetvédelmi Program ( ) rögzített intézkedései közé tartozik a szennyezett területek kockázat alapú kezelésének továbbfejlesztése, illetve a 6/2009. (IV. 14.) KvVM-EüM-FVM együttes rendelet hatályba lépése (a földtani közeg és a felszín alatti víz szennyezéssel szembeni védelemhez szükséges határértékekről és a szennyezések méréséről), ami csupán B szennyezettségi határértéket rögzít ( C i intézkedési szennyezettségi határértéket viszont nem). A D kármentesítési célhatárérték megállapításánál (hatósági határozatban előírt koncentráció) figyelembe kell venni a terület földtani, vízföldtani viszonyait, érzékenységi besorolását, a háttér koncentrációt, a károsodást megelőző állapotot, a kockázatfelmérés eredményeit, a BAT technológiát (Best Available Technics - Elérhető Legjobb Technológia) valamint a beavatkozáshoz szükséges költségelemzést is. A jövőben várható, hogy egyre szélesebb körben terjednek el az olyan kármentesítési, remediációs technológiák, amelyek a természetes szennyezőanyag csökkenés (natural attenuation-na) monitorozását (monitored natural attenuation-mna), vagy intenzifikálását (enhanced natural attenuation-ena) veszik alapul. A hazai talajvédelmet támogató további jogszabályok: a talajvédelmi terv részletes szabályairól szóló 90/2008. (VII. 18.) FVM rendelet, a szennyvizek és szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználásának és kezelésének szabályairól szóló 50/2001. (IV. 3.) Kormányrendelet, a termésnövelő anyagok engedélyezéséről, tárolásáról, forgalmazásáról és felhasználásáról szóló 36/2006. (V. 18.) FVM rendelet, a vizek mezőgazdasági eredetű nitrátszennyezésével foglalkozó 27/2006. (II. 7.) Kormányrendelet, és az 59/2008. (IV. 29.) FVM rendelet, a felszín alatti vizek védelméről szóló 219/2004. (VII. 21.) Kormányrendelet. 12

13 ORSZÁGOS TALAJVÉDELMI STRATÉGIA Az Országos Talajvédelmi Stratégia (Németh et al., 2005) elsődleges feladata a talaj, mint környezeti elem védelme. A mennyiségi védelem elemei a talajértékelésen alapuló földminősítés módszertanának kidolgozása és alkalmazásának bevezetése; a birtokrendszer racionalizálása (tulajdonjogi kérdések, szakmai és közgazdasági problémák kezelése); a talaj/humusz kitermelés, valamint a termékforgalmazás szigorú ellenőrzése. A minőségi védelem különbséget tesz a diffúz és a pontszerű szennyezésekkel szembeni intézkedések között. A korszerű, tudományos szempontból sokoldalúan megalapozott, EU-konform talajvédelmi stratégia legfontosabb célkitűzései a következők: - az ésszerű talajhasználat; - a talaj sokoldalú funkcióképességét akadályozó, a talaj termékenységét csökkentő káros talajdegradációs folyamatok mérséklése (víz- és/vagy szél okozta talajerózió; savanyodás; szikesedés; tömörödés és talajszerkezet leromlás; biológiai degradáció), a talajszennyeződés megelőzése, megszüntetése, vagy bizonyos tűréshatárig történő mérséklése; - a talaj s ezen keresztül az adott terület vízháztartásának, nedvességforgalmának szabályozása, a szélsőséges vízháztartási helyzetek (árvíz, belvíz, aszály) megakadályozása, gyakoriságuk és mértékük csökkentése a káros ökológiai ökonómiai társadalmi következmények mérséklése érdekében; - a társadalmi fejlődés következményeként a talajba juttatott anyagok biogeokémiai ciklusának szabályozása, a racionális növényi tápanyagellátás, valamint a talaj és a felszíni/felszín alatti vízkészletek minőségének megóvása Magyarország talajainak szennyezettsége A talaj Magyarország kiemelkedő értékű - feltételesen megújuló - természeti erőforrása. A talajkészlet azonban nem csupán a biomassza termelés alapvető közege, hanem integrátor, transzformátor szerepe mellett tápanyagraktár, puffer közeg, szűrő és detoxikáló rendszer valamint gén-rezervoár (Várallyay, 2006) ben hozta létre a Földművelésügyi Minisztérium az MTA TAKI közreműködésével a Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszert (TIM), melynek célja a talajkészletek felmérését követően az állapotmegőrzés azokon a területeken, ahol a talajállapot jelenleg megfelelő; az állapotromlás megelőzése, vagy mérséklése azokon a 13

14 területeken, ahol a talajállapot megfelelő ugyan, de természeti vagy antropogén veszély fenyegeti; illetve állapotjavítás azokon a területen, ahol a talajállapot most nem megfelelő. A TIM az ország egész területére kiterjed, művelési ágak, tulajdonjog és egyéb szempontok szerinti korlátozás nélkül. Az 1236 pontból 865 mezőgazdasági, 183 erdővel borított, 188 pont speciális területen lett kijelölve. A TIM-ben átlagosan kb. 77 km 2 -re esik egy mintavételi pont. A mintasűrűség ugyanakkor a különféle geomorfológiai, botanikai és a rendszer célkitűzéseiből fakadó, főként talajtani szempontok folytán változó. Számolni kell azzal is, hogy a kifejezetten az erősen szennyezett ipari, illetve agglomerációs körzetekre telepített mintavételi pontok, amennyiben szennyezést mutatnak, (térképi) megjelenítéskor túlreprezentálják a szennyező hatást, mivel e hatások túlnyomó többsége az átlagos 77 km 2 -nél kisebb területen érvényesül. A TIM eredményei alapján a magyarországi talajok többségét emissziós eredetű, diffúz szennyeződés nem érte, mezőgazdasági talajaink tiszták. Az eltérő intenzitású, de lassan ismét gyakoribb vegyszerhasználat hatása elsősorban a kiterjedt mezőgazdasági művelésű területtel rendelkező közép-dunántúli és a két alföldi régióban érzékelhető. A TIM keretében végzett, szerves szennyezőkre irányuló vizsgálatok alapján kibontakozó szennyezési kép lényegében kedvezőnek nevezhető, bár a vizsgált mérési pontok, a talajminták száma és a mintaterületek kiválasztása alapján semmiképpen nem beszélhetünk országos reprezentativitásról (Várallyay et al., 2008). A Nemzeti Környezetvédelmi Program részét képező Országos Környezeti Kármentesítési Program (OKKP) fogja össze a környezeti kármentesítéssel kapcsolatos feladatokat. Az OKKP keretébe tartozó szennyezett területek, szennyező források száma mintegy ezer. A Program célja: felelősségi körtől függetlenül, az elmúlt évszázadban, a földtani közegben (talajban) és a felszín alatti vizekben hátramaradt, akkumulálódott szennyezések, károsodások felderítése, megismerése, a szennyezések mértékének feltárása, mérséklése és kockázatának csökkentése, vagy megszüntetése. A szennyezések legnagyobb veszélye, hogy az emberi szem elől rejtve a talajban és a felszín alatti vizekben megmaradnak és károsító hatásuk gyakran térben és időben elkülönülve jelenik meg. Jelentős részüknél a talaj és a felszín alatti vizek szennyezése csak akkor válik egyértelműen ismertté, amikor az már közvetlen veszélyt jelent az élővilágra, sok esetben az emberek egészségére, vagy akadályozza a területfejlesztést, az ingatlanforgalmat. Az OKKP keretében kiemelkedő fontosságú feladat az országban előforduló tényleges és potenciális szennyezőforrások számbavétele és az adatok nyilvántartása. A feladat 14

15 informatikai hátterét a felszín alatti vizek és a földtani közegek környezetvédelmi nyilvántartási rendszerének (FAVI) részét képző KÁRmentesítéi INFOrmációs rendszer (FAVI-KÁRINFO) adja (Almássy, 2002). Ásványi eredetű diffúz, azaz nagy kiterjedésű szennyező forrásaink közül a legjelentősebbek: vörösiszaptározók, bányászati tevékenység szennyező forrásai, pernye és salakhányók Nehézfémszennyezések Magyarországon A környezet élővilágának nehézfém terhelése több forrásból eredhet. Történhet természetes geokémiai, biológiai úton és antropogén hatások következtében. Nehézfémeknek nevezzük azokat a fémeket melyeknek térfogattömege 5 g/cm 3 -nél nagyobb. A talajban a hatásuk a tényleges mobilitás viszonyaikkal van összefüggésben, ami azt jelenti, hogy egy elem magas összes koncentráció értéke nem vonja feltétlenül maga után a nagy környezeti kockázatot. Habár számos nehézfém (pl. Ni, Zn, Cu, Cr) az élő szervezet számára nélkülözhetetlen, esszenciális, a szükségesnél nagyobb koncentrációban előfordulva mérgezőek (Kádár, 1995). Egyes nehézfémek: Hg, Cd, Pb egyáltalán nem szükségesek az élő szervezet számára, ezért különösen veszélyesek. A nehézfémek humán-egészségügyi hatásaik alapján karcinogének, mutagének és teratogének. A geokémiai háttérérték a vizsgált területen, illetve képződményben, a mintázási közegtől (kőzet, talaj, növényzet, víz) függően egy adott elem koncentrációinak várható tartománya (Fügedi et al., 2006). Magyarország geokémiai atlasza (Ódor et al., 1998) alapján hazánknak négy geokémiai nagytája van (1. ábra). 1. A nyugati határ mentén, viszonylag rövid szállítás után lerakódott, alpi eredetű üledékeken képződött talajokban némileg több a Fe, a Co, a Cr, a Ni (az Al és a Mn), mint az ország más részein (a térképen kék színnel jelölve). 2. Az ország középső részét a Duna uralja: ártéri rétegsorában és az abból kifújt, szélhordta üledékekben (pl. Duna Tisza közi hátság) erőteljes 2-2- talajmeszesedést figyelhetünk meg - ez értelemszerűen a Ca, Mg, Sr (CO 3, SO 4, PO 3-4 ) felhalmozódásával, gyakorlatilag az összes többi tápelem kiszorulásával jár (a térképen sárga színnel jelölve). 3. Analóg gazdaságföldrajzi helyzetükből adódóan önálló geokémiai nagytájként különülnek el az erdélyi bányavidék és a Felvidék nehézipari központjai felől érkező folyók árterei (Ag, As, Au, Cu, Pb, Zn). Az évszázadok óta tartó környezeti terhelés a rétegsor felső 60 cm-ére bizonyított, de valószínűsíthető, hogy egészen a talajvíz szintjéig tart (térképen piros színnel jelölve). 4. Hazánk területének nagyobbik részén nem jelölhető 15

16 ki specifikus elemcsoport, épp ezért ez önálló nagytájnak számít. Ezeken a területeken az egyes elemek mennyiségét alapvetően a talajtani jellemzők (kötöttség, humusztartalom stb.) határozzák meg (a térképen feketével jelölve). 1. ábra Magyarország geokémiai nagytájai (Ódor et al., 1998) A műtrágyák és meszező anyagok szennyeződései, egyes peszticidek alkotóelemei, a szerves trágyák, a szennyvizek és szennyvíziszapok károselem koncentrációi nagyban felelősek a mezőgazdasági eredetű nehézfém szennyezésért. A mezőgazdaságban használt növényvédőszerek közül a szerves higanytartalmú csávázószerek nagy környezetkárosodások okozói voltak a múltban. A 70-es évek elején Kaszaper határában történt tömeges vadlibapusztulás is hozzájárult ahhoz, hogy betiltsák itthon a Hg tartalmú növényvédőszereket. A mai napig megkülönböztetett figyelem kíséri a foszforműtrágyák Cd-szennyezettségét, és annak növények általi felvehetőségét (Csathó, 1994). A különféleképpen kezelt szennyvíziszapok mezőgazdasági elhelyezése, hasznosítása kapcsán az egyik legrégebben és leggyakrabban vizsgált kérdés az iszapok fémtartalmának környezeti és egészségügyi kockázata, azaz a mobilitásviszonyok alakulása, a növényi felvehetőség és a tápláléklánc szennyeződése, a biocönózisok összetételére gyakorolt hatás stb. Magyarországon az ezredfordulóig a szennyvíziszapokban előforduló, mezőgazdasági hasznosítást akadályozó, legproblematikusabb toxikus elemek és káros anyagok a Zn, TPH, esetenként a Cr voltak (Tamás & Filep, 1995), jelenleg a szerves mikroszennyezők kerültek a figyelem központjába (Sebők et al., 2008). 16

17 A diffúz nehézfém szennyezettség egyik jellemző példája a gyöngyösoroszi bánya környezete, ahol már a középkorban folyt bányászati tevékenység, de az Pb és Zn-szulfid érctelérek földtani művelése csak a múlt században vált erőtejessé. Az 1970-es évek végére a Zn- és Pb-bánya működése veszteségessé vált, azonban 1985-ig, az ideiglenes szüneteltetésig folyt a kitermelés és a flotációs dúsítás. A bányát 1986-ban azonban nem zárták be, csak megszüntették a termelést, így a csapadékvíz a hegyeken keresztül a repedéseken át a bányavágatokba szivárgott és kémhatástól függően fémionokat oldott ki a kőzetekből. A savas, nehézfémekkel szennyezett bányavíz az altárón folyt ki a bányából, melyet egy automatizált meszes semlegesítő műbe vezettek, majd az innen kikerülő meszes fémhidroxid csapadékot ülepítés után a tisztítómű feletti három mesterséges tározóba nyomták. A kezelt bányavizet a Toka patakba vezették vissza. Mára már másodlagos szennyező forrásnak számítanak a víztározók és a patak szennyezett üledékei, amelyek (a meddőhányók mellett) szintén felelősek a környéken kialakult diffúz szennyezésért (Atkári, 2006). A Toka patak völgye erősen szennyezett Zn, Pb, Cd, Cu, As fémekkel (Gruiz et al., 2007). Mivel az OKKP tapasztalatai alapján a magyarországi nehézfém szennyezéseknél a Cr, Pb és Zn igen jellemzőek (Bartus et al., 2003), a doktori munka során az alkalmazott fémek ezek voltak. - Króm (Cr): a talajban leggyakrabban előforduló Cr 3+ forma stabil, azonban a kémhatás és a redox viszonyoktól függően, átalakulhat Cr 6+ -tá, ami 100-szor mérgezőbb a Cr 3+ -nál. A krómvegyületek csak erősen savanyú talajokban (ph 5,5) oldódnak (Csathó, 1994). A Cr a bőrt és nyálkahártyákat - irritáló és maró hatása révén - lokálisan károsítja. A szervezetbe leggyakrabban belégzéssel, ritkábban a Cr-gőzök inhalációjával jut be. Célszervei a légzőrendszer, máj, vese. A Cr 6+ rákkeltő. Míg a Cr hiány anyagcsere-betegséghez vezethet (Kádár, 1995). - Ólom (Pb): a talajban oldhatatlan csapadékként vagy különböző szerves és kolloid anyagokhoz erősen kötve található. Más fémekkel összehasonlítva kicsi az oldhatósága, csak szélsőségesen savanyú talajokban, 4 ph alatt oldódik nagyobb mértékben és válik felvehetővé a növények számára. Az emberi szervezetbe jutott Pb vérszegénységet, vérnyomás-emelkedést, gyermekeknél helyrehozhatatlan idegrendszeri károsodást, tanulási nehézséget okozhat. Károsítja a májat és a vesét is (Csathó, 1994; Kádár, 1995). - Cink (Zn): a talajban az agyagásványok kristályrácsaiban és különböző szorpciós komplexekben helyezkedik el. Komplexeiben a kötődés erőssége a ph emelkedésével fokozódik, ezért mozgékonysága semleges és lúgos talajokban nagymértékben lecsökken. 17

18 Mivel a Zn savanyú talajon mobilis, ezért a nagyobb mennyiségek is csak alacsony phértékek mellett jelenthetnek környezeti veszélyt (Csathó, 1994). A Zn-mérgezés látási zavarokat, részleges bénulást, hányást, hasmenést, hasi fájdalmakat, migrént okoz. A Znhiány fokozza a daganatképződésre való hajlamot, növekedési és nemi fejlődési zavarokat, bőrgyulladást okoz, csökkenti a fogamzóképességet (Kádár, 1995). A pontszerű fémszennyezések kialakulásának jellemző okai: az illegális és szakszerűtlen hulladéktárolás, technológiai fegyelmezetlenség, haváriák stb A nehézfémek sorsa a talajban A talaj háromfázisú heterogén polidiszperz rendszer, melyben a szilárd fázis ásványi és szerves anyagokból; a talajoldat a vízben oldott sókból, az oldott szerves anyagokból és gázokból; a talajlevegő pedig vízgőzből, CO 2, O 2, N 2 és egyéb gázokból áll. A nehézfémek mobilitását nagyban befolyásolja a talaj szemcseméret eloszlása, a szervetlen és szerves alkotórészek minősége és mennyisége, a talaj permeábilitása, pórustérfogata, vízkapacitása, kapilláris vízvezetése, hőmérséklete (Stefanovits et al., 1999). A talajban lévő szervetlen (ásványi), szerves, valamint az ezek kapcsolódásával keletkezett szerves - ásványi kolloidok meghatározó fontosságúak a különböző nehézfémek és egyéb kationok adszorbeálásában (Stefanovits et al., 1999). A talaj szervetlen alkotórészei szerkezetüket tekintve lehetnek kristályos vagy amorf anyagok. A kristályosak közül az elsődleges és a másodlagos szilikátokban a nehézfémek képesek helyettesíteni (megkötődnek) más elemeket. A nagyobb ionok, mint pl. Pb, Cd kevésbé, de a Co, Cr, és Ni a kisebb átmérőjükkel megkülönböztetetten jól fixálódnak az oktaéderes pozíciókban. Az amorf Fe- és Al-hidroxigélek is igen jelentősek a nehézfémek adszorpciójában (Csathó, 1994). A szerves frakció jóval kisebb mennyiségben található meg a talajban, mint az ásványi kolloidok, mégis rendkívül jelentősek, mivel a talaj szerkezetének kialakításában, víz- és tápanyaggazdálkodásában betöltött szerepük meghatározó. Az egységnyi tömegű szerves anyagnak jóval nagyobb a kation- és anioncserélő kapacitása, mint az ásványoknak, így a talaj ion-kicserélő képességéhez jelentősen hozzájárul. A szerves anyag lehet élő (mezofauna és mikroorganizmusok) és élettelen (nem humusz anyagok és humusz). A humuszanyagok bonyolult szerkezetű, savkarakterű polimerek. Egymástól eltérő viselkedésű frakciókból (fulvosav, huminsav és humin) állnak. Mivel a humuszsavak nagy számban tartalmaznak komplex kötést létrehozó (kelátképző) csoportokat, a fontosabb 2 és 18

19 3 vegyértékű fémionokkal különböző stabilitású kelátkomplexeket képeznek (Csathó, 1994). A Hargitai által bevezetett humuszminőségi stabilitási koefficiens (K) annál kedvezőbb értéket mutat, minél bonyolultabb, minél több potenciális kelátképző csoporttal rendelkező humuszanyag található a talajban. Ezért a K értéket meghatározónak tekintjük a humusz környezetvédelmi szerepének elbírálásakor (elsősorban a nehézfémek és más toxikus környezetszennyező anyagok megkötése miatt). A humuszminőség másik mutatója az R érték nemcsak a humuszmolekula bonyolultságát veszi figyelembe, hanem annak nitrogéntartalmát is (R=K/(C/N)). Az R érték jelentőségét az adja, hogy a talajban a környezetszennyezések kompenzálását, hatástalanítását a jó minőségű humuszanyagok elősegítik. A talajok környezetvédelmi kapacitásának elbíráláshoz Hargitai bevezette az általános - EPC G = D x x H 2 x K - és a speciális - EPC S = D x x H 2 x R - környezetvédelmi kapacitást, ahol a D x a szóban forgó talajréteg vastagsága (cm), a H pedig a humusz százalék. Az általános és a speciális környezetvédelmi kapacitás értékek összegzett, integrált értékek, jellemzőek a potenciális kompenzáló képességre, amit a talaj kifejt a mérgező hatásokkal, elsősorban a nehézfémekkel szemben. (Hargitai, 1986). A nehézfémek kémiai reakciói (McBride, 1994; Adriano, 2001): Ioncsere reakciók: a legtöbb fém a talajoldatban kationos formában van jelen. Adszorpciójuk ezért a talajkolloidok felületén lévő negatív töltések sűrűségétől függ. A kolloid felszínének aktív helyein a kationcsere útján létrejött adszorpció, elektrosztatikusan kötött kationokat jelent. A kationcsere a kolloidok felületének negatív töltését ellensúlyozó ionok és a talajoldat kationjai közötti kicserélődést jelenti. A folyamat reverzibilis, diffúzió által szabályozott, sztöchiometrikus és a legtöbb esetben bizonyos szelektivitás érvényesül az adszorpció során. (Ez a szelektivitás a kationok közötti meghatározott adszorpcióképességekben nyilvánul meg. Minél több vegyértékű egy ion, annál inkább képes kicserélni az adszorbeált ionokat, és minél erősebb a hidratáltsági foka, annál kisebb az ionkicserélő képessége, amennyiben a többi tényező változatlan.) A talajok kationcserélő kapacitása többszörösen meghaladja az anioncserélő kapacitásukat, mivel a talajkolloidok túlnyomórészt negatív töltésűek. A negatív töltések lehetnek állandóak (nem ph-függőek) és változóak (ph függőek). Míg az előbbiek a 2:1 típusú agyagásványoknál fellépő izomorf helyettesítések révén jönnek létre, addig a változó (ph-függő) töltésű felületek közül a legfontosabbak az 19

20 agyagásványok törésfelületei, a Fe- és Al-hidroxidok, a kovasavgélek és a humuszkolloidok. Fém-szerves komplexek képződése: A talaj szerves vegyületeinek nagy része komplexképző ligandum. Ilyen szempontból a legfontosabbak: - különböző dikarbonsavak; - alifás hidroxi karbonsavak; - aromás hidroxikarbonsavak; - dihidroxibenzolok; - polifenolok; - aminosavak és savamidok; - fulvo- és huminsavak. A fémionok a szerves anyagok ezen ligandumaihoz kapcsolódnak, és különböző szerkezetű és stabilitású kelátkomplexek képződhetnek. A fulvosavakkal és a kis molekulatömegű szerves savakkal létrejött fémkomplexek vízben oldódnak, a huminsavak és a huminagyagok komplexei azonban nem. A vízoldható komplexek képződése növeli a fémionok oldatba jutását és oldatban maradását, a szilárd fázis általi komplexálás viszont a helyben maradásukat segíti elő. Az oldhatóság a ligandum és a centrális ion tulajdonságaitól, a ligandum és a fém arányától, valamint a talaj ph-jától függ. Nagyobb fémkoncentráció esetén nemcsak kelátok, hanem egyszerű komplexek is kialakulhatnak. A talaj fémkomplexeinek stabilitási állandóját nehéz pontosan mérni és értelmezni. Ennek egyik oka az, hogy a talajokból kinyert szerves anyagok többsége kisebb-nagyobb mértékű változást szenved, másrészt a talajokban több ismeretlen, illetve csak részben ismert szerkezetű komplexképző fordul elő. Specifikus kationadszorpció: a kationokat nem, illetve nem csupán elektrosztatikus erők kötik az adszorbenshez, így ezek másként viselkednek, mint a kicserélhető ionok. A specifikus adszorpció általában - koordinatív kötések kialakulásakor ligandumcsere révén, vagy - meghatározott geometriai feltételek esetén (szférikus okokból) következhet be. A specifikus adszorpció az ásványi kolloidok változó töltésű felületén, szerves kationkomplex képződése közben, kationfixáció útján és a H + ionok specifikus adszorpciójakor következhet be. Csapadékképződés: amikor a kationok és anionok koncentrációja a talajoldatban megfelelően nagy, bizonyos kationok és anionok stabil kémiai vegyületeket képeznek, melynek oldékonysága csekély. Az a koncentráció, amelynél a csapadékképződés 20

21 elkezdődik, vegyületenként más és más. Ameddig az oldékonysági állandónál nagyobb a koncentráció, a szilárd fázis létrejötte folytatódik, csökkentve az oldatban lévő ionok koncentrációját. Ha hígulás, ionadszorpció, stb. révén az oldatban lévő ionok koncentrációja a kritikus érték alá süllyed, a szilárd fázisból való oldódás révén az egyensúlyi állapot újra létrejön. Oxidációs-redukciós folyamatok: az oxidáció elektron leadással, a redukció elektron felvétellel jár. Redox reakció akkor játszódhat le, ha elektronfelvételre és elektronleadásra képes anyag egyidejűleg van jelen. A redoxi rendszerek jellemzésére a redoxipotenciál szolgál. A talaj redoxipotenciálja gyakran változik, amit alapvetően a talaj levegőellátottsága szab meg, de módosíthatja a közeg kémhatása is (a ph csökkenése növeli az adott rendszer aktuális redoxipotenciálját). Ez a változás leginkább a C, N, O, S, Fe és Mn elemek talajban való viselkedésére hat, de az Ag, As, Cr, Cu, Hg és Pb elemek kémiai tulajdonságai is változnak eltérő redox viszonyok mellett. Például az As 5+ vegyértékű formája, amely jól levegőzött talajokban fordul elő, kevésbé toxikus, mint az As 3+ vegyértékű alakja. A Cr 3+ kevésbé toxikus és jóval stabilabb, mint a Cr A nehézfémek talajból történő kioldásának módszerei Míg régebben a különböző kioldási módszerek alkalmazásának a célja az volt, hogy általuk meghatározhatóvá váljék a mikroelemek növényi felvehetősége, addig ma már igen elterjedtek a nehézfémek környezeti kockázatának felmérésben. A kivonószer megválasztása nagyban függ a vizsgálat céljától, pl: hogy a talaj összetételére vagyunk-e kíváncsiak, vagy a kivonószerek által modellezett hatásokra, egy fémet, vagy fém-csoportot vizsgálunk-e stb. A gyakran használt kivonószerek a következők (Peijnenburg et al., 2007): - gyenge kivonószerek: víz, víz-só oldat pl.: CaCl 2, Ca(NO 3 ) 2, ammónium-acetát, Mg-só, BaCl 2 oldatok, - reduktív kivonószerek: nátrium aszkorbát, hidroxilamin-hcl, nátrium dithionit (hidroszulfit)-na 2 S 2 O 4, - gyenge savak: ecetsav vagy citromsav higított oldata, - erős komplexképzők: EDTA (etilén-diamin tetraecetsav), DTPA (dietilén-triaminpentaecetsav), NTA (nitrilotrie-ecetsavat), - sók és savak elegyei: ammonium oxalát-oxálsav, nátrium acetát-ecetsav, Mehlich 3 (HNO 3 +NH 4 F+HAc+NH 4 NO 3 +EDTA), 21

22 - erős savak higított oldata: HNO 3, HCl, Mehlich 1 (HCl+H 2 SO 4 ), - tömény savak: HNO 3, HCl, HNO 3 +HF, királyvíz (HNO 3 +HCl), Fleischmann sav (HNO 3 +H 2 SO 4 ). A fémek növényi felvehetőségének, a talaj tápanyagtartalmának vizsgálata során gyakran használják a gyenge kivonószereket, ezek alkalmazása gyakori a talajremediáció (technológia)monitoringja során is. A fémek mobilitásának vizsgálatára EDTA, DTPA, és ecetsavas kivonószereket alkalmaznak, a tömény savak az talajok elemtartalmának meghatározására alkalmasak (Peijnenburg et al., 2007). A talajok összes nehézfém koncentrációjának meghatározása nem elegendő ahhoz, hogy a (mikro)biológiailag hozzáférhető fémfrakciót jósolni tudjuk. Míg egyes szerzők szerint a gyenge kivonószerekkel (pl.: vizes CaCl 2 oldat) oldható nehézfém frakció szoros korrelációban van a talajmikrobióta által hozzáférhető fémfrakcióval (Adriano, 2001), addig mások a komplexképzőkkel oldható nehézfémkoncentráció (pl.: DTPA) és egyes mikrobiológiai mutatók változása között mutattak ki szoros összefüggést (Bragato et al., 1998). Habár az EU Technical Guidance Document (EC, 2003) nyomatékosítja, hogy szükség van olyan nehézfém-kioldási módszer(ek)re, mely(ek)el a fémek biológiai hozzáférhetőségét modellezni lehet, ilyen standardizált, elfogadott vizsgálati módszer a mai napig nincsen (Giller et al., 2009), minden bizonnyal azért, mivel a hozzáférhetőséget nem pusztán az oldhatósági viszonyok befolyásolják Környezeti kockázatkezelés A környezetpolitika eszköztárának fő eleme a kockázatkezelés, melyet a jogi háttér és a környezet állapotát jelző monitoring rendszer támogat. A kockázatkezelés szakaszai: a kockázat felmérése és a kockázat csökkentése (2. ábra). Az elvi alapok tiszták, a gyakorlatban azonban lassan terjednek el az innovatív mérési, vizsgálati módszerek, remediációs technológiák ( 22

23 2. ábra POLITIKA KÖRNYEZETPOLITIKA GAZDASÁG JOGI HÁTTÉR KOCKÁZATKEZELÉS MONITORING KOCKÁZATFELMÉRÉS KOCKÁZATCSÖKKENTÉS A környezetpolitika és kockázatkezelés összefüggései (Gruiz et al., 2001) KOCKÁZATFELMÉRÉS Az EU-n belül számos ország környezetvédelmi szakigazgatása foglalkozott és foglalkozik a szennyezett területek kockázati alapon történő kezelésére vonatkozó jogszabályok alkotásával, és a kockázatcsökkentő eljárások fejlesztésével. Az Európai Közösség Bizottsága az EC 1488/94. 1 számú rendeletében meghatározta az ismert vegyi anyagok emberre és környezetre vonatkozó kockázatfelmérésének alapjait. Magyarországon a kockázatfelmérés módszertana még nem teljesen kiforrott, alkalmazása viszont elengedhetetlen a környezetirányítással kapcsolatos döntések meghozatalában (Molnár, 2006). A környezetbe került szennyező anyagok kockázata abban rejlik, hogy az ökoszisztéma, és benne az ember, ki van téve a hatásuknak. A kockázatfelmérés során megtörténik a szennyezett terület jellemzése, a veszélyforrás azonosítása, a kitettség felmérése, a hatás feltárása, valamint a veszélyes anyag mennyiségi meghatározása. A szennyező anyagok mennyiségi kockázatfelmérése vonatkozhat általános vagy tényleges környezetre. Az általános kockázat egy rögzített, általános (pl. Európa, Magyarország) környezetbe kerülő szennyező anyag veszélyességét jellemzi. A tényleges, területspecifikus (lokális) kockázatfelmérés célja annak megállapítása, hogy egy konkrét területen az előre jelezhető szennyezőanyag koncentráció kisebb vagy nagyobb-e a károsan még nem ható koncentrációnál, vagyis, hogy kockázatot jelent-e az emberre illetve ökoszisztémára. Az általános kockázatfelmérés több adatbázisból származó értéket 1 Risk Assessment of Chemical Subtances 23

24 tartalmaz, míg a lokális kockázatfelmérés során elsősorban helyszíni mérések, területspecifikus jellemzők, kísérleti adatok felhasználásával határozzák meg a kockázatot (Molnár, 2006). Gruiz és munkatársai (2001) alapján a kockázatfelmérés lépesei: - a szennyezett terület jellemzése, - a szennyezőforrások és a terjedési útvonalak azonosítása, - a kitettség felmérése és az előre jelezhető koncentrációértékek meghatározása (PEC: Predicted Environmental Concentracion=előrejelzett környezeti koncentráció; PDI: Predicted Daily Intake=átlagos napi dózis, egységnyi testtömegre és egységnyi időre vonatkoztatva), - a vegyi anyagok hatásának ismert és károsan még nem ható koncentrációjának meghatározása (PNEC: Predicted No Effect Concentracion=előrejelzés szerint károsan még nem ható koncentráció; ADI: Acceptable Daily Intake=megengedhető napi bevitel, egységnyi testtömegre és egységnyi időre vonatkoztatva), - az ökológiai kockázat kvantitatív jellemzése a PEC és PNEC hányadosaként, az egészségügyi kockázat kvantitatív jellemzése a PDI és ADI hányadosaként kiszámítható (RQ: Risk Quotiens = kockázati tényező = PEC/PNEC és PDI/ADI). A PEC és PDI érték a kibocsájtott mennyiségből vagy a fizikai és kémiai analitikai vizsgálatok eredményeiből származtatható. A terjedés modellezésekor a szennyezőanyag (mólsúlyát, illékonyságát, vízoldhatóságát, szorpciós jellemzőit stb.) és a szennyezett közeg tulajdonságait vesszük figyelembe. A PNEC és az ADI érték a hatás felmérése alapján képzett érték, amelyekhez kétféleképpen juthatunk: 1. a szennyezőanyagok teljes körének azonosítása után adatbázisból; 2. a konkrét terület környezeti elemeinek környezettoxikológiai vizsgálataiból. Mindkét esetben extrapolációval kapjuk az egész ökoszisztémára vagy az emberre vonatkozó értéket a megfelelően megválasztott tesztorganizmusokra kimért hatásértékekből. A szennyezett területek esetén az RQ (kockázati tényező) azt mutatja meg, hogy egy adott helyen és időpontban a modellezéssel kapott, előrejelezhető szennyezőanyag koncentráció hányszorosan lépi túl a PNEC, vagy ADI értéket vagy a hatáson alapuló határértéket. A kockázati tényező (RQ) a kockázat nagyságát jellemző mérőszám, melynek értékéhez különböző veszélyeztetési szintek tartoznak, az elhanyagolhatótól több fokozaton át az igen nagy veszélyeztetési szintig. A definíciójából következően, ha RQ értéke egynél nagyobb, az már nagy kockázatot jelent. 24

25 KOCKÁZATCSÖKKENTÉS A szennyezett talaj környezeti kockázatának, a természetes folyamatok által vezérelt csökkentésére a beavatkozás erőssége szerint különböző lehetőségek állnak rendelkezésre (3. ábra). 3. ábra NA MNA ENA INB ENB NA: Natural Attenuation természetes szennyezőanyag csökkenés; MNA: Monitored Natural Attenuation monitorozott természetes szennyezőanyag csökkenés; ENA: Enhanced Natural Attenuation gyorsított természetes szennyezőanyag csökkenés; INB: In situ bioremediáció; ENB: Ex situ bioremediáció. Természetes folyamatok mérnöki alkalmazásának fokozatai a talaj remediálásában (Molnár, 2006) 2 Fontos tényező a terület használata, ami meghatározza a terjedési és expozíciós utakat. Terjedési mechanizmusok (Gruiz, 2003): - erózió és légköri diszperzió; - kipárolgás környezeti levegőbe; - kipárolgás és zárt térben történő felhalmozódás; - kimosódás és terjedés talajvízzel; - szabad fázisú migráció; - terjedés felszíni vízzel. Expozíciós útvonalak (Gruiz, 2003): - talaj: bőrrel való érintkezés vagy lenyelés; - levegő: gőzök vagy részecskék belélegzésével; - talajvíz: ivóvízként vagy öntözővízként való használat; - felszíni víz: rekreációs használat. Kockázatcsökkentő intézkedés lehet: - a terület használatának megváltoztatása, - a legveszélyesebb területek bárminemű használatának tiltása, 2 Míg a szerves szennyezők természetes szennyezőanyag csökkenése ténylegesen a szennyező degradációját, addig a szervetlen szennyezők esetében a biológiai-fiziológiaifizikokémiai folyamatok hatására bekövetkező toxicitás csökkenést jelenti. 25

26 - a terület kizárása mindenféle használatból, elzárása a környezettől, - a szennyezett terület remediálása (gyógyítása), mikor a szennyező anyag által okozott kockázatot olyan kis értékre csökkentjük a talajkezelési technológiák alkalmazásával, mely már elfogadható, - a szennyezett talaj kiemelése, és a megfelelő lerakóhelyre történő szállítása (Molnár, 2006). A beavatkozás sürgősségét a terület érzékenysége és a kockázatot jelentő vegyi anyag veszélyessége együttesen határozza meg. Amennyiben a remediáció mellett döntünk, a következő feladatok merülnek fel (Gruiz, 2003): - a szennyezés időpontjának, korának meghatározása, - a szennyezettség kiterjedésének felmérése, - az érintett és szennyezett környezeti elemek azonosítása, lehatárolása, - a szennyezőanyagok jellemzése, azonosítása, - a terület jelenlegi használatának megállapítása, - a terület hidrogeológiai jellemzése, - a terület érzékenységének vizsgálata, - a terület ökoszisztémájának állapot-jellemzése, - a terület talajának mikrobiológiai állapot-jellemzése, - a terület jelenlegi és múltbeli kockázatának jellemzése, a kockázati profil felvétele, - a beavatkozás sürgősségének megállapítása, - a jövőbeni területhasználat megadása, ehhez tartozó célértékekkel (határértékek), - a választott célértékeket teljesíteni képes remediációs módszerek áttekintése, - az elvileg megfelelő remediációs technológiák összehasonlító vizsgálata, és az alternatívákat összehasonlító értékelés, - a kiválasztott technológia alkalmazása, - a technológiamonitoring, - az utómonitoring. A komplex technológia-értékelési módszer (Kerekes, 1998) alkalmazása elengedhetetlen, ami négy elemet tartalmaz: anyagmérleg felvétele; költség-hatékonyság felmérése; kockázatok jellemzése; SWOT (strength, weaknesses, opportunities, threats erősségek, gyengeségek, lehetőségek, veszélyek) analízis. 26

27 A nehézfémmel szennyezett területek remediációja A remediálás egy terület megjavítását, meggyógyítását, rendbehozatalát jelenti. A remediáció célja a szennyezés környezeti kockázatának csökkentése, valamint a talaj multifunkcionalitásának megőrzése, helyreállítása. A remediációt és a kivitelezéshez szükséges technológiát a szennyezett terület tulajdonságai, és a területhasználat, valamint a kockázatelemzés alapján kell megtervezni. A nehézfémmel szennyezett területek tisztítási elv szerinti remediációs technológiáit a következő csoportokba lehet sorolni: fizikai és kémiai, termikus és biológiai, amelyek lehetnek ex situ (talaj kitermelés), in situ (helyben történő kezelés) vagy on site (a szennyezett terület közvetlen közelében történik a kitermelt talaj kezelése) talajtisztítási technológiák. Gyakran a nehézfémmel szennyezett talajokat veszélyes hulladékként kezelve elégetik az erre hivatott hulladékégetőben. Ilyenkor a talaj multifunkcionalitása, szerkezete irreverzibilisen megszűnik. A termikus technológiák igen költségesek. Általánosan alkalmazott módszer a szennyezett talaj megfelelő depóniákban, izoláltan történő elhelyezése. E technológia környezetbiztonsági megítélését alapvetően a műtárgy megbízhatósága, élettartama határozza meg. Az in situ eljárások között innovatív eljárásnak számít a fitotechnológiával (fitoremediáció) kombinált fizikai és kémiai immobilizáció. FITOREMEDIÁCIÓ (FITOTECHNOLÓGIA) A talaj- és a vízszennyeződések csökkentésére alkalmas új és ígéretes módszer-együttes a fitoremediáció (fito- jelentése: növény, remedium- jelentése: orvosság). A fitoremediáció, más néven zöld vagy botanikai remediáció, azoknak az eljárásoknak az összefoglaló elnevezése, melyek növényekkel és a velük társult mikrobákkal csökkentik a környezet szennyezőanyagainak koncentrációját, illetve azok transzportját egy elfogadható kockázatú szintre (Cunningham et al., 1995; Brooks, 1998; Simon, 2004). Az utóbbi évtized számos tenyészedényes és szabadföldi kísérlet adott bíztató eredményeket a fitoremediációval kapcsolatban. Előnye, hogy nagy területen végezhető, in situ alkalmazható, környezetkímélő és olcsó technológia (Simon, 2004). Alkalmazásakor nem károsodik a talaj, sőt akár javulhat is a szerkezete, termékenysége, biológiai aktivitása. A fitotechnológia egyik hátránya felhasználásának korlátozott volta, hiszen a növények ökológiai igényei miatt csak mérsékelt szennyezéseknél alkalmazható. Korlátozó tényező lehet a közegnek, illetve a talajnak a növény táplálására való alkalmassága is. Az 27

28 eljárás valószínűleg azokon a szennyezett területeken alkalmazható elsődlegesen, ahol a szennyezést a mezőgazdasági műveléshez alkalmas szintre kell csökkenteni (McGrath et al., 2002). A fitoremediáció nehézségei közt meg kell említenünk, hogy hatékonysága a talaj, a szennyező fém és a növény tulajdonságaitól, valamint az időjárástól, vagyis valamennyi fém-oldhatóságot (Csillag et al., 1999), növényi felvételt és akkumulációt alakító tényezőtől egyaránt függ (Calace et al., 2002). Alkalmazásának legfőbb akadályaként időigényét kell említenünk. A fitoremediáció gyorsan fejlődő, üzemszerűen még ritkán alkalmazott technológia. Történhet a fémszennyezők kivonásával (fitofiltráció, fitoextrakció, fitodegradáció, fitovolatilizáció) (Ding et al., 1994; Zayed et al., 1998; McGrath, 1998), illetve a fémszennyezések helyben tartásával (fitostabilizáció), amikor az elsődleges cél a talajba jutott szennyezők bármiféle mozgásának (defláció, erózió, talajvízbe mosódás, növényi hajtásba kerülés) megakadályozása (Vangronsveld & Cunningham, 1998; Berti & Cunningham, 1999; Simon, 2004). A kísérletek tanúsága szerint a leghatékonyabb eljárás a fitostabilizációval kombinált fizikai, kémiai immobilizáció. Ebben az esetben a nehézfémek oldhatóságát adalékanyagokkal csökkentik, a még továbbra is mozgékony frakciót pedig növényekkel megkötik (Máthéné & Anton, 2004). FIZIKAI ÉS KÉMIAI IMMOBILIZÁCIÓ Az elemek mobilitását nagyban befolyásolják az adott elem ionformája, oxidációs foka, kémiai természete, a közeg tulajdonságai, mint például a ph, redoxviszonyok, kelátképző tényezők stb. (Kádár et al., 2006). A Remediation Technologies Screening Matrix and Reference Guide (FRTR) ( szerint a solidification 3 /stabilization 4 (szilárdítás/stabilizálás) azt jelenti, hogy fizikai és kémiai módszerek alkalmazásával csökken a fémek mobilitása. Ez alapján Kumpiene és munkatársai (2008) a kémiai stabilizáció definícióját a következőképen fogalmazták meg: kémiai stabilizáció: a fémek mobilitásának csökkenése kizárólag kémiai módszerek alkalmazásával. A továbbiakban a kémiai immobilizáció és a kémiai stabilizáció fogalmát szinonimaként használjuk. A kémiai stabilizálószerek adszorpcióval, komplex-, illetve csapadékképződéssel csökkenthetik a fémek mobilitását (Kumpiene et al., 2008). A kémiai formák egymásba 3 szilárdítás, beágyazás pl. beton, gipsz, bentonit, bitumen, polimerekek felhasználásával 4 oldhatatlan kémiai forma létrehozása 28

29 történő alakulása nemcsak az egyensúlyban lévő formák arányától, hanem a környezeti tényezőktől is nagyban függ. Mindez a talajban szinte áttekinthetetlen bonyolultságú folyamatok halmazát jelenti. A kémiai stabilizálás önmagában is jelenthet végleges megoldást a nehézfémmel szennyezett talajok kockázatának csökkentésére, de gyakran fitostabilizációval, esetleg fizikai izolációval (Gruiz, 2007). A fémek stabilizálására leginkább foszfáttartalmú érceket, vagy oldható foszfátsókat használnak. A stabilizáló foszfátérc többnyire valamely apatit, pl. kalcium-hidroxi-apatit, vagy foszfátos meddőkőzet. Foszfátércek természetes nehézfémmegkötő szerepét már az 1970-es években kimutatták, és az 1990-es évek közleményei pedig már a szennyvíz és a talaj nehézfémszennyezésének ipari méretű stabilizálásáról számoltak be (Crannell et al., 2000). Stabilizálószerként újabban nagy jelentőségre tett szert a sóképző anionok közül az ortofoszfát (PO 3-4), hiszen több fémmel képez mintegy 300-féle foszfátvegyületet, amelyek szekunder ásványként a természetben is előfordulnak ólomércek oxidált övezeteiben és az érckészletek körüli lerakódásokban (Diyab et al., 2003). Theodoratos és munkatársai (2002) kálcium-foszfát hatását vizsgálták Pb, Zn, Cd és As fémmel szennyezett talajon. Míg az Pb, és Cd oldékonysága csökkent, addig enyhe mobilizáció volt tapasztalható a Zn, és az As esetében. Wang és munkatársai (2001) kalcium-foszfát és mész keverékét alkalmazta egy remediációs kísérlet során. A kísérletben vizsgált nehézfémek mindegyikének csökkent a mobilitása (Cd, Cu, Ni, Pb, Zn). Alumínium-szilikát ásvány stabilizáló hatását vizsgálta Boodt és Vandaele (2003). Eredményeik alapján, a nehézfémmel szennyezett talajhoz történő 5 m/m% bekeverés a Cd, Zn és Pb tartalom 90%-át tartósan megkötötte. Stabilizáló szerként alkalmazható a pernye, ami talajhoz adva elősegítheti a szilikátok kialakulását (megfordíthatja a mállási folyamatokat), ezáltal a fémeket visszaköti az atom- vagy molekularácsba. Terzano és munkatársai (2005) igazolták, hogy a pernyéből előállított szintetikus zeolit alapja lehet a remediációs technológiáknak. Önmagában a pernye szintén jó stabilizálószer (Clark et al., 2001; Dermatas, 2003; Uzinger et al., 2009), növeli a talaj pufferkapacitását is. Az alginit alga biomasszából és elmállott vulkáni porból, tufából álló kőzet. Mikro és makroelemekben rendkívül gazdag, és 25-30% szerves anyaggal bír, mésztartalma 15% körüli. Stabilizáló hatása részben humusztartalmából ered (komplexképző hatás), részben enyhén lúgos kémhatásából. A mészhidrát lúgos kémhatású anyag, amely hatására a ph eltolódása miatt bizonyos fémek a kolloidok felszínén megkötődnek, vagy oldhatatlan fémhidroxidokká alakulnak át (Feigl, 2009). Gipszben és mészben gazdag ipari melléktermékek Cd-ra, Cu-re és Pb-ra gyakorolt immobilizáló hatását vizsgálták savanyú talajon Garrido és 29

30 munkatársai (2005). A mészben gazdag melléktermékek a Cd-t és Cu-t, a gipszben gazdag melléktermékek az Pb-t immobilizálták. Stabilizáló szerként MgO-ot alkalmaztak García és munkatársai (2004). Eredményeik rámutattak arra, hogy a MgO nem csupán eltolja a ph-t lúgos irányba, csökkentve ezzel a fémek java részének mobilitását, hanem reakcióba is lép a fémekkel, ami megakadályozza a további visszaoldódását. A kémiai immobilizáció hatékonyságát vizsgálta Atkári (2006) mikrokozmosz kísérletben. Az irodalmi adatok alapján (Vangronsveld et al., 1995, 1996) válogatott és alkalmazott stabilizálószerek a következők voltak: erőművi pernye, ivóvíztisztítási Fe-Mn hirdoxid csapadék, vörösiszap, mészhidrát, nyersfoszfát, alginit, lignit. Az eredmények szerint a pernye, a mészhidrát, és a mészhidrát-nyersfoszfát-alginit-lignit keverék volt hatékony. A talajba a kommunális szennyvíziszap, a papírgyári iszap megfelelő arányban történő bekeverése is csökkentheti a nehézfémek mobilizációját (Theodoratos et al., 2000; Merrington et al., 2003; Sajwan et al., 2003), és pozitív hatása lehet a termesztett növény növekedésére is. A talajok nehézfém szennyezésének helyi stabilizálására alkalmas anyagok még az alkáliföldfém-vegyületek, lúgos kémhatású anyagok: kalcium-oxid, kalcium- és magnézium-karbonátok, amelyek a talaj-ph növelésével csökkentik a fémek oldékonyságát, fokozzák megkötődésüket a talajszemcséken szekunder ásványok formájában (Boros, 2005). tartalmazza. 1. táblázat A doktori munka során alkalmazott nehézfémek stablizálószer típusait az 1. táblázat A Cr, Pb és Zn stabilizálószerei Kumpiene és munkatársai (2008) alapján Stabilizálószer típusok Cr Pb Zn Foszfor tartalmú adalékanyagok ++ + Szerves anyagok ++ +/- +/- Agyag + ++ Bázikus +/- - adalékanyagok ++ Fe oxidok Mn oxidok - (++) nagyon jól stabilizál, (+) jól stabilizál, (+/-) stabilizál vagy mobilizál (-) mobilizál, ( ) nincs irodalmi adat 30

31 A LIGNIT, MINT TALAJJAVÍTÓ ANYAG és MINT STABILIZÁLÓSZER A lignit a biomassza bomlása során, reduktív körülmények között kialakuló, 65-70% szenet tartalmazó, a szénülés legalsó fokán álló barnakőszén. Fűtőértéke kcal ( kj). Hazánkban Várpalotán, Visontán, Bükkábrányon és Hidason vannak jelentős lignittelepek. Gazdasági jelentősége egyre inkább nő. A hazai lignitnek a pora jelentős mennyiségű kenet tartalmaz (elemi S, pirit (FeS 2 ), vas és alumínium szulfát), ami a levegőn való tároláskor is már kénsavvá oxidálódik és a jelen lévő Ca vegyületekkel gipszet képez. A lignitport a Duna-Tisza közi (sós szikes szoloncsák) gyepterületek javítására Herke Sándor ( ) használta t/ha mennyiségben (Stefanovits et al., 1999). A barna szenek a magas humin és fulvósav tartalmuk miatt fontos szerepet játszhatnak a nehézfémmel szennyezett talajok remediációjában. Szén- és humusztartalmából eredően, elsősorban komplexképződéssel vagy adszorpcióval történő fém immobilizálásra képes (Kühner et al., 1989; Vadász, 1997). (A humuszsavak nagy számban tartalmaznak komplex kötést létrehozó csoportokat, amelyek a 2 és 3 vegyértékű fémionokkal különböző stabilitású kelátkomplexeket képeznek (Stefanovits et al., 1999.) A visontai külszíni fejtésű lignitbánya meddőhányóinak rekultivációs kezelését vizsgálta talajbiológiai mutatókkal (szabadföldi CO 2 produkció, cellulózbontás, baktériumszám) Vörös (1979). A lignit (3t/ha) + NPK (309 kg/ha N, 189 kg/ha P 2 O 5, 180 kg/ha K 2 O) műtrágya kezelés statisztikailag igazolható módon nem növelte sem a CO 2 produkciót, sem a baktérium számot, de szignifikánsan növelte a cellulózbontás intenzitását. A lignit + NPK kezelés pozitív hatással volt az endomikorrhiza gombák elszaporodására is (Vörös & Szegi, 1991). Vermes és Kádár (2002) Nagyhörcsökön (mészlepedékes vályog csernozjom talaj) szabadföldi kísérlet során vizsgálta, hogy a szénülés foka szerint a lignithez igen közel álló balinkai barnaszén 40 t/ha mennyiségben alkalmazva képes-e a talajban feldúsult nehézfémeket megkötni, illetve azok növényekbe kerülését megakadályozni. A terület különböző fémekkel erősen szennyezett volt. Az első évben a tesztnövények a következőek voltak: Zea mays és Hordeum vulgare, a második évben pedig Zea mays és Brassica napus. Az eredmények alapján a barnaszén, mindamellett, hogy nem csökkentette az esszenciális elemek felvételét, jó stabilizálószernek bizonyult Cd, Se és Sr fémekre, hiszen markánsan csökkentette ezen elemek növényi felvehetőséget, a Zn mobilitását viszont növelte. 31

32 2.5. Biomonitoring és bioindikáció A talaj egy háromfázisú heterogén polidiszperz rendszer, amelynek strukturális szerkezete élőhelyet biztosít az ott élő mikroszervezetek számára. Kémiai, fizikai, biológiai karaktere időben és térben nagyban különbözik. Az élettelen környezeti elemek (víz, levegő, földtani közeg) esetében a monitoring célja nyomon követni: a szennyezőanyag koncentrációjának térbeli eloszlását, a szennyezőanyag koncentrációjának időbeli változását, a változásokat előidéző, illetve a változásokból eredően fellépő folyamatok mibenlétét, mértékét és időbeli alakulását (pl. bomlás- és anyagcseretermékek mérése, szorpció, hígulás, ioncsere, stb). A talajokban folyó biodegradáció, biotranszformáció, biológiai kioldás és bioakkumuláció - melyek a kockázatot nagyban befolyásoló biológiai folyamatok - mérése, jellemzése analitikai vizsgálati eredmények alapján nem, csak biológiai vizsgálatokkal együtt lehetséges. Az élő környezet monitoringja tartalmazza a szennyezettség élővilágra gyakorolt hatásának és a hatás változásának bemutatását, értékelését, célja a környezet állapotának megfigyelése, a környezet minőségének jellemzése, valamint a folyamatok értékelése alapján a jövőre vonatkozó prognózisok, forgatókönyvek (szcenáriók) készítése. A biomonitoring segítségével a kockázatfelmérés során a felállított modell ellenőrizhető. A kémiai analitikával szemben a biológiai módszerekkel végzett vizsgálatokkal a figyelmen kívül hagyott (ismeretlen vagy régi eredetű) vagy együttesen előforduló toxikus anyagok hatását is lehet mérni, megfigyelni. Alapulhat egyetlen organizmust (laboratóriumi, ökotoxikológiai teszt) vagy életközösséget (mikrokozmosz teszt) alkalmazó teszten (Gruiz, 2005). A szennyezettség hatását az ökoszisztéma egyes tagjainak tesztelése során nyert információkból, az ökoszisztéma egészére vonatkoztatott extrapolációval lehet megítélni (Gondi et al., 2003). A nemzetközi környezetvédelmi gyakorlatban a biomonitoringot egyre szélesebb körben használják a szennyezettség tényének megállapítására, illetve a szennyezés terjedésének vizsgálatára, ám hazánkban ez az eljárás még nem elterjedt. Az EU környezetvédelmi programjai célul tűzték ki az olyan értékelő rendszerek (indikációs modellek) kidolgozását, melyek segítségével nemcsak élőhely- és termőhely-minősítést, környezeti hatásvizsgálatot, hanem szcenárió-elemzést, kockázati döntéselőkészítést is el lehet végezni (Posch et al., 2003). 32

33 A talajbiológiai indikációs eljárások az élőhelyen fellépő biológiai degradációs folyamatokat teszik mérhetővé. Azt jelzik, hogy az adott élőhely talajaiban az életközösségek ökológiai állapotjelzői adott környezeti terhelés mellett pl. területhasználat módja, intenzitása, savanyodása, szennyezettsége stb. mennyire különböznek a kevésbé terhelt területek életközösségeitől (Dombos, 2009). E módszercsalád alapján képesek lehetünk a terhelések mértékét az ökológiai állapot megőrzése szempontjából skálázni, az esetleges degradációs veszélyeket feltárni és az indikációs modellek bevezetésével a talajökológiai változásokat előre jelezni (Dombos & Szalkai, 2004). Az általános indikátor elv (Juhász-Nagy, 1993) alapján a bioindikátor fogalom alatt a biomarkerek által mérhető, az adott ökoszisztéma állapotát, a különböző hatásokra adott válaszait tükröző, anatómiai/sejttani vagy biokémiai indikátorokat értjük. Bioindikátorként olyan fajok is alkalmazhatók, amelyek sejtjeikben a szennyezőanyag-koncentrációjának változásával (biokoncentráció) tükrözik annak biológiai hozzáférhetőségét, valamint olyanok, amelyek nagy érzékenységüknél fogva korai pusztulásukkal figyelmeztetőül szolgálnak. A biomarkerek monitoringja olyan jelző molekulák vizsgálatát jelenti, amelyek a környezet hatására jelennek meg, vagy tünnek el válaszként a vizsgált szervezetben. Egy életközösség szerkezet-vizsgálatának (biodiverzitás-vizsgálat) kiinduló megállapításaként írja Juhász-Nagy Pál: semmilyen működő rendszerre nem tehető fel annál egyszerűbb kérdés, hogy hány féle komponens szerepel benne és milyen mennyiségben (Juhász-Nagy, 1993). A hány féle kérdésére adott válasz lehet egy (taxon-, enzim- stb.) lista, a milyen mennyiségben kérdésre valamilyen tömegesség, abundancia. (A biodiverzitás igen összetett fogalom, tartalomrendszere felöleli az anyagcsere folyamatoknak, az életnek (Bacteria, Archaea, Eukarya), és az ökológiai rendszereknek valamennyi formáját és magába foglalja az ezekben tapasztalható genetikai, fenetikai, faji és ökológiai szintű hierarchikus rendet (Márialigeti, 1996).) A talaj-mikrobióta változások nyomon követéséhez (biomonitoring) könnyen kimutatható adekvát indikátorokra, jól követhető és kvantitatív biokémiai markerekre van szükség, hogy a talajban bekövetkező változásokat jósolni tudjuk (2. táblázat). Mindezekből adódik az, hogy: fontos tisztázni, milyen céllal vizsgáljuk a mikrobiális közösségeket, a feltett kérdésekhez különös megfontoltsággal kell kiválasztanunk a megfelelő megközelítési módot, vizsgálati módszert. 33

34 A mikrobióta közvetlen vizsgálata mikroszkópos technikák segítségével lehetséges. Ez a megközelítés azonban (különösen a csekély morfológiai változatosságot mutató baktériumflóra esetén) nem ad részletes választ a hány féle kérdésre. Az immunfluoreszcens (Dazzo & Wright, 1995), illetve fluoreszcens in situ hibridizációs (Amann, 1995) technikákkal lehetséges a mikroorganizmusok taxon-specifikus jelölése, de egy mintából már 8-10 különböző taxon-specifikus szondával végzett sejtszámlálásra is alig akad példa (Zarda et al., 1997; Mogge et al., 2000), mivel így gyakorlatilag lehetetlen a nagy taxonómiai változatosság feloldása. Az elkülöníthető mikroorganizmus-csoportok (többnyire: baktériumok, illetve gombák) mikroszkópos sejtszámlálással történő abundancia-vizsgálatát a talajszemcsék és más mikroorganizmusok takaró hatása, a sejtfestékek agyagásványok és humuszanyagok felületén végbemenő aspecifikus adszorpciója nehezíti. A talaj térfogatának kis részét kitevő mikrobiótának a kivonására és tisztítására léteznek ugyan különböző eljárások (Torsvik, 1995), de a kinyerés hatékonysága gyakran nem haladja meg a 30 %-ot, ráadásul még szelektív is (Steffan et al., 1988). Közvetett vizsgálat esetén viszont nincs szükség a sejtek és a talaj más részeinek elkülönítésére. Az abundancia-viszonyokra következtethetünk (Halbritter & Uzinger, 2005): enzimaktivitás alapján, a mikrobióta fumigációs elpusztítása után felszabaduló biomassza-eredetű aspecifikus vegyületek mérésével, a mikrobióta univerzális vagy valamilyen csoportjára specifikus biomolekuláinak analízise alapján. 2. táblázat Mikrobiológiai indikátorok (Nielsen et al., 2002) MUTATÓK Biodiverzitás C körforgalom N körforgalom MIKROBIOLÓGIA INDIKÁTOR Genetikai diverzitás Funkcionális diverzitás Marker lipidek Talaj respiráció Metabolikus hányados qco 2 Szerves anyag dekompozíció Talaj enzim aktivitás Metán oxidáció Metanotrófok N-mineralizáció Nitrifikáció Denitrifikáció 34

35 Mikrobiális biomassza Mikrobiális aktivitás Kulcs fajok Biológiai hozzáférhetőség N-fixáció: Rhizobium N-fixáció: Cyanobaktérium Mikrobiális biomassza: direkt módszer Mikrobiális biomassza: indirekt módszer Metabolikus hányados qco 2 Gombák Gomba-baktérium arány Protozoa Bakteriális DNS szintézis Bakteriális fehérjeszintézis RNS mérés Közösségnövekedés fiziológiája Bakteriofágok Mikorrhiza Humán patogének Növekedést/génkifejeződést gátlók Bioszenzor baktérium Plazmidot tartalmazó baktérium Antibiotikum-rezisztens baktérium Katabolikus gének kifejeződése stb A doktori munka során alkalmazott talajmikrobiológiai és - biokémiai mutatók jellemzése A kísérleti munka során olyan módszereket választottunk, melyek az elmúlt évtizedek szakirodalma szerint jól és komplexen tükrözik a talajbiótában bekövetkezett változásokat. ENZIMAKTIVITÁS A talajoknak jól mérhető enzimaktivitásuk van. Az úgynevezett talajenzimek eredete nagyon eltérő lehet és nagy vonalakban az alábbiak szerint csoportosíthatók (Szabó, 1989): - Szaporodó vagy vegetáló mikrobasejteknek, növényi gyökereknek, továbbá a mikroés mezofauna tagjainak endocelluláris enzimei. - Szabad enzimek a talajban, melyek működése már nincs közvetlen biológiai szabályozásnak alávetve. Ezek lehetnek: folyamatosan a környezetbe leadott extracelluláris enzimek, főleg mikrobiális vagy növényi gyökér eredetűek, vagy a talajban már korábban akkumulálódott enzimek. Különböző talajokból már igen sokféle enzimaktivitást mutattak ki, de magukat az enzimeknek a jelenlétét csak kevesen igazolták. A talajenzimológia tehát nem a talajból előállított és meghatározott reakciókat katalizálni képes enzimek vizsgálatán alapul, hanem az enzimekre, a mért aktivitások alapján, ha nem is biztosan, de nagy valószínűséggel 35

36 következtethetünk. (Szabó, 1989). Jelentőségük a talajok anyagforgalmi dinamikájában rendkívül nagy, akár a szintézises, akár a lebontási folyamatokat tekintjük (Brezovcsikné & Anton, 1985). Hofmann és Pfitscher (1982) talajenzimológiai és más talajbiológiai mutatók összehasonlítása során megállapították, hogy egyes esetekben az előbbiek magas szignifikanciaszinten korreláltak a talajok nitrogén-, szén-, és szervesanyag-tartalmával, valamint a CO 2 produkciójával. Invertáz (szacharáz) enzimaktivitás Leggyakrabban tanulmányozottak az oxidoreduktázok (dehidrogenáz, kataláz, glükozoxidáz, aldehid-oxidáz, urát-oxidáz, stb.), és a hidrolázok (foszfatáz, amiláz, celluláz, invertáz, ureáz, stb.). A talaj invertáz enzimaktivitása a talaj anyag- és energiaforgalmában bekövetkezett változások egyik mutatója. Egyes szerzők a talajbiológiai aktivitás általános szintjének becsléséhez használják (Brezovcsikné & Anton, 1985). A talaj szénhidrát anyagcseréjével kapcsolatban nyújt közvetlen információt, melynek ismeretében a lebontó folyamatok intenzitására lehet következtetni, de más talajbiológiai paraméterekkel összevetve a talaj biológiai-biokémiai összaktivitásáról is számot adhat (Anton, 1985). A talajok akkumulált enzimaktivitásának megmaradását Galsztjan (1982) vizsgálta. Eredményei alapján a 25 évig laboratóriumi körülmények között, légszáraz állapotban tárolt csernozjom talajok invertáz enzimaktivitás csökkenése a friss talajhoz képest csupán 40 %. Ez az eredmény arra figyelmeztet, hogy a talajenzimaktivitás adatai nem minden esetekben alkalmazhatóak a különféle talajok mikrobiológiai aktivitás-, illetve biomassza-mutatóiként. Ennek az az oka, hogy, bár a talajenzimek nagyrészt mikrobiális eredetűek, de nem mindig élő sejthez kötöttek, hanem például elhalt sejtek autolizátumai is lehetnek ezek forrásai. Aktivitásuk pedig a biomassza tömegével, és anyagcseréjével kb. megegyező mértékben függ a talaj abiotikus frakciójának védőhatásától, a hődenaturációtól és proteolízistől (Szabó, 2008). Ezt támasztják alá Brezovcsikné és Anton (1985) eredményei is, miszerint az invertáz enzimaktivitás értéke nincs szoros kapcsolatban a talaj aktuális mikrobilis aktivitásával, azaz az enzimkészlet jelentős részben akkumulált formában található a talajban. Az invertáz enzim szisztematikus neve β-d-fruktofuranozid-fruktohidroláz (EC ). Az enzim a szacharóz hidrolízisét katalizálja glükózra és fruktózra a következő egyenlet szerint: C 12 H 22 O 11 + H 2 O C 6 H 12 O 6 + C 6 H 12 O 6 5 Enzimkatalógus-azonosító. 36

37 Az invertáz enzimaktivitás mérési módszere a hidrolízis eredményeként keletkezett redukáló monoszacharidok kvantitatív mérésén alapszik. Teljes mikrobiális aktivitás (FDA analízis) Az FDA analízissel egyszerre többféle hidrolitikus aktivitással rendelkező enzim együttes aktivitását, mint például a nem specifikus észterázokét, proteázokét, lipázokét mérjük mely az összes lebontó katabolikus aktivitást jelzi. Az FDA analízis a teljes mikrobiális aktivitás mértékét mutatja sokak szerint, de ezek a hidrolitikus enzimek a sejten kívül is működnek és stabil komplexeket képeznek az agyagkolloidokkal (Schnürer és Rosswall, 1982). Az FDA analízis előnyei közé tartozik, hogy egyszerű, gyors, érzékeny módszer, és különböző mikrobiális biomassza mérésre irányuló módszerekkel is jól korrelál, mint például az ATP tartalommal, mikrobiális biomassza-c-nel, szubsztrát indukált respirációval, a foszfatáz, és a dehidrogenáz enzimaktivitással (Schnürer & Rosswall, 1982; Aon & Colaneri, 2001; Szili-Kovács et al., 2009). A fluorszcein-diacetát (FDA) hidrolízis pontos és egyszerű módszer az úgynevezett teljes mikrobiális aktivitás mérésére. A módszer alapja az a folyamat, amely során a színtelen fluoreszcein diacetátot (3, 6 diacetil-fluoreszcein) az enzimek hidrolizálják (szabad és membránhoz kötött enzimek egyaránt). A végtermék a színes fluoreszcein, ami spektrofotométerrel mérhető (4. ábra). 4. ábra Az FDA analízis alapjául szolgáló folyamat Mivel az FDA hidrolízise nagyon gyorsan megy végbe, Schnürer és Rosswall (1982) egy bizonyos időpontban a reakciót acetonnal állították le. Az aceton alkalmazás viszont színvesztést eredményezett, amely megnehezítette az aktivitás mérését. Adam és Duncan (2001) az aceton kiváltására kloroform/metanol elegyét javasolták, és egyéb paramétereket is optimalizáltak a talajminták vizsgálatára, mint például a ph, a talaj mennyisége, az inkubációs hőmérséklet. 37

38 MIKROBIÁLIS BIOMASSZA C Kloroform fumigáció A talajok mikrobiális biomasszája viszonylag kicsi, mégis a talaj szerves anyagai közül az egyik legfontosabb frakció, mivel nagyon gyorsan reagál a talaj fizikai és kémiai állapotában bekövetkező változásokra. A mikrobiális biomassza fontos szerepet játszik a növényi makrotápelemek (N, P és S) átalakulásaiban, asszimilációs (immobilizációs) és ásványosítási (mineralizációs) folyamatok révén befolyásolja felvehetőségüket (Kátai et al., 2006). A tápanyagok felszabadulása és fixálása a mikroorganizmusok életmenet dinamikájától függ. Régóta ismert, hogy a talajban élő mikroorganizmusok csíraszám alapján történő mennyiségi meghatározása nem ad reális kvantitatív adatot a tényleges biomasszára vonatkozóan. Számos, a tenyésztés szelektív hatását kiküszöbölő módszert dolgoztak ki az utóbbi évtizedekben, amelyek közül egyszerűségüknél és rutinszerű alkalmazhatóságuknál fogva kiemelkednek a kloroform fumigációs eljárások. Jenkinson (1966) 14 C izotópos vizsgálattal bizonyította Störmer (1908) feltevését, mely szerint a fumigáló szerek hatására megnövekedett CO 2 termelés az elpusztult mikrobiális biomasszából származik. Így ha összevetjük a fumigált és a fumigálatlan talajok dekompozícióját, ugyanabban az időszakban azonos körülmények között az eltérésük felhasználható a mikrobiális biomassza indirekt becsléséhez (Joergensen, 1996): B=F/k ahol a B=a mikrobiális biomassza-c, F=a fumigált mintából felszabaduló CO 2 -C és a fumigálatlan talajból felszabaduló CO 2 -C különbsége, k=a mikrobiális biomasszának az a frakciója, amely a fumigálást követő hirtelen dekompozíciós felgyorsulás során mineralizálódik. A módszer előnye, hogy a mérések eredményeként közvetlenül a mikrobiális biomassza-c tartalmat kapjuk meg, szemben más biomassza becslő eljárásokkal, melyeknél bonyolult és nehezen kalibrálható átszámítási eljárások szükségesek (Szili-Kovács & Tóth, 2006). Kloroform fumigációs inkubáció (CFI): A hagyományos CFI módszer használata során kloroform (CHCl 3 ) gőzzel mineralizálhatóvá teszik a mikroorganizmusokat, ami tönkreteszi a sejtmembránt és a sejt belső része hozzáférhetővé válik a túlélt mikroorganizmusok számára. A kloroform gőz eltávolítása (exszikkátor) és 10 napos inkubáció során a mineralizált C (és N) mennyiségét a CO 2 termelés (illetve az NH 4 -N) felszabadulás alapján 38

39 határozhatjuk meg. Voroney és Paul (1984) valamint Franzluebbers és munkatársai (1999) vizsgálatai szerint elegendő a fumigált mintából mért CO 2 képződésből számítani a mikrobiális biomassza-c-t. A CFI módszerrel kapcsolatban több kritika is megfogalmazódott: például, hogy a ph<5 talajok esetében az elpusztult mikroorganizmusok mineralizációja lassan megy végbe ezért a k faktor téves eredményt adhat (Williams & Sparling, 1984; Coûteaux et al., 1989) vagy, hogy más módszerekkel kapott biomassza becslések nem korrelálnak a CFI módszerrel kapott eredményekkel, de további kritika még, hogy a humuszfrakció egy része lebonthatóvá válik a fumigálás hatására, illetve, hogy a k faktor függ a mikrobiális populáció összetételétől, és a ph-tól (Alef, 1993). Kloroform fumigációs extrakció (CFE): Jenkinson (1966) vizsgálatai alapján a kloroformkezelés után nemcsak a CO 2 képződés sebessége, hanem a talaj 0,5 M K 2 SO 4 -tal extrahálható szerves anyag tartalma is megnőtt. Ez alapján Vance és munkatársai (1987) kidolgozták a mikrobiális biomassza-c becslését a kloroform fumigációt követő extrakciós eljárás alapján. A fumigációs extrakció módszer előnye az inkubációs módszerrel szemben az, hogy nem kell kivárni a 10 napos inkubációt, hanem a fumigációt követően azonnal lehet mérni. Savas (Vance et al., 1987), könnyen lebomló szerves anyagokat nagy mennyiségben tartalmazó (Scholle et al., 1992), vízzel átitatott (Inubushi et al., 1991) és gyökerekkel átszőtt (Mueller et al., 1992) talajok esetén is alkalmazható, ugyanakkor Ross (1988), Coûteaux és munkatársai (1990) szerint a módszer nem alkalmas a mikrobiális biomassza meghatározáshoz nedves, nagy szervesanyag-tartalmú talajoknál, mivel a kloroform kismértékű vízoldékonysága miatt a megfelelő hatását nem fejti ki. Míg savas talajoknál a biomassza-c meghatározása CFI módszerrel problematikus, addig a biomassza-n a CFI és CFE módszerrel egyaránt jól meghatározható (Amato & Ladd, 1994). Miután a CFE módszer kezdte kiszorítani a CFI-t, néhányan olyan súlyos kritikát fogalmaztak meg vele szemben, ami az utóbbi javára szolgált. Így Haney és munkatársai (2001) szerint a CFI módszer jóval megbízhatóbbnak tűnik, és szorosabb korrelációban van más biomasszára jellemző indexekkel (mivel a talaj ph és a káliumszulfát oldat kölcsönhatása miatt különböző talajoknál eltérő mértékű lehet a biomassza eredetű C kivonhatósága), mint a CFE. PLFA ANALÍZIS (PLFA: phospholipid-fattyacid) A foszfolipidek az összetett lipidek csoportjába tartoznak, bennük glicerin, karbonsav (zsírsav) és foszforsav kapcsolódik össze, a foszfátcsoporthoz a glicerin mellett szerin, etanolamin, kolin, másik glicerin stb. kapcsolódhat. Így, az egy molekulán belül jelenlévő 39

40 két különböző polárosságú rész miatt apoláros/poláros határfelületekhez kötődnek, és a biológiai membránok fő alkotórészeit képezik (Christie, 2003). Az élő sejt pusztulásával a membránok integritása viszonylag hamar megszűnik, a különböző miliőkben jelenlévő foszfatázok a foszfolipidek foszfátészter-kötéseit intenzíven hasítják, és így gyors lebomlásukat okozzák. A foszfolipidek raktározva nem fordulnak elő, e sejtalkotó molekulák összes mennyisége a sejtfelülettől függ, így arányos a mikrobiális biomasszával (Christie, 2003). A módszer előnyei a mennyiségi meghatározás és a specifikus mikrobacsoportok kimutatásának kombinációjából fakadnak, valamint abból, hogy a foszfolipid-zsírsavak a talajban gyorsan lebomlanak, így a PLFA analízis mindig az aktuális mikrobaközösségről ad információt. A foszfolipid-zsírsav alapú megközelítéssel gyors közösségi szukcessziók is nyomon követhetők, például egy komposztálási folyamat kezdetének napos skálán bekövetkező változásai. Más biomassza-becslésektől eltérően a tartalék-tápanyagok, a genetikai redundancia, stb. nem zavarja abban, hogy a becsült biomassza-értékből az aktivitás szintjére következtessünk. A nukleinsavak amiatt sem tükrözik híven az abundancia-viszonyokat, mert különböző sejtek DNS- illetve RNStartalma, egyes gének kópiaszáma erősen eltérő lehet (Leckie et al., 2004; Zelles et al., 1997). Hátránya eszközigényén túl egyes membránlipid-zsírsavak és a biomassza nem egyértelmű összefüggésében keresendő, ugyanis az egyes PLFA-k mennyisége környezeti tényezők hatására fajon belül is eltérhet (ez azonban az összes PLFA-mennyiség biomassza-becslésre vonatkozó értékét nem befolyásolja). Jelentős hátrány továbbá, hogy nagy az átfedés a különböző PLFA előfordulása között, és viszonylag kevés a kellő mértékben specifikus. A megfelelő érzékenységű PLFA analízishez analitikai okok miatt legalább 10 7 sejt szükséges (White, 1994). A foszfolipidek a baktériumok és eukarióták körében univerzálisak (a metanogének és más archaebaktériumok membránjában éterlipidek találhatóak). A zsírsavtaxonspecificitás megismerésének elvi korlátját az adja, hogy csak tiszta tenyészetből lehet egy adott faj PLFA-összetételét meghatározni. Ezzel a korláttal számolni kell, jóllehet tudjuk, hogy a nagyobb csoportok szintje (Actinobacteria, -Proteobacteria) alatt a PLFAtípusok eléggé általánosak, így egy jelenleg nem tenyészthető faj PLFA-típusaira a DNSalapon megállapított taxonómiai helye alapján következtethetünk (Zelles, 1997). A foszfolipidek alapján számolt biomassza jól egyezik a direkt sejtszámlálással és más biomolekulák (ATP, muraminsav) (Balkwill et al., 1988), valamint a kloroform 40

41 fumigációs extrakció alapján (Leckie et al., 2004) kapott adatokkal, ugyanakkor a foszfolipid-zsírsav analízis eredményei rendszerint kisebb szórással bírnak. Foszfolipid-zsírsavak, mint biomarkerek A nagyfokú molekulaszerkezeti változékonysággal rendelkező foszfolipidek és az ezeket alkotó foszfolipid-zsírsavak spektruma alkalmas a mikroorganizmusok taxonómiai meghatározásához (Sasser, 1990). A gyakoribb mikrobacsoportokra jellemző főbb foszfolipid-zsírsav csoportokat a 3. táblázat tartalmazza. 3. táblázat A gyakoribb mikrobacsoportokra jellemző foszfolipid-zsírsavak (Zelles, 1999) Jelölés Elnevezés Előfordulás, indikációs lehetőség PLFA foszfolipid-zsírsavak biomassza SATFA Telített észterkötésű zsírsavak Baktériumok, Eukarióták - egyenesláncú Baktériumok, Eukarióták i, a, Me elágazó láncú Gram-pozitív baktériumok cy ciklopropil Gram-negatívok, Clostridium, Bifidobacterium MUFA egyszeresen telítetlen észterkötésű zsírsavak 16: os lánchossz, 1 kettős kötés az I-es típusú metanotrófok 6. helyen 18: as lánchossz, 1 kettős kötés az II-es típusú metanotrófok 6. helyen PUFA többszörösen telítetlen észterkötésű Eukarióták, zsírsavak cianobaktériumok PLOH észterkötésű hidroxil-szubsztituált zsírsavak -OH a karboxilcsoport melletti 1. szénatomon Gram-negatívok, Actinobacteria -OH a karboxilcsoport melletti 2. Mycobacterium szénatomon -OH az -szénatomon gombák UNSFA nem észterkötésű zsírsavak Anaerob baktériumok UNOH nem észterkötésű hidroxilszubsztituált Anaerob baktériumok zsírsavak -OH a karboxilcsoport melletti 1. Sphingomonas, Candida szénatomon -OH a karboxilcsoport melletti 2. Bacteroides/Flavobacterium szénatomon myl mikolsavak ( -hidroxi-, -elágazás) Mycobacterium, Nocardia 41

42 A zsírsavak elnevezésénél az általános gyakorlat a következő (Zelles, 1999; Christie, 2003): Számmal adjuk meg a teljes szénatomszámot a láncvégi karboxilcsoportot és az oldalláncokat is beleértve. A teljes szénatomszám után kettősponttal elválasztva adjuk meg a kettős kötések számát. Ezt követően a kettős kötések helyzetét számmal adjuk meg a karboxilcsoporttól, illetve az alifás láncvégtől (ω) számolva. A főlánc szénatomjait a görög ABC betűivel jelöljük úgy, hogy a karboxilcsoport melletti szénatom α, majd az alifás vég felé haladva β, γ stb. jelölést kapnak. (Az alifás lánc utolsó szénatomja ω jelzésű.) A kettős kötés utáni lánc transz vagy cisz 6 helyzetét (ha ismerjük) tr illetve c jel mutatja. Az elágazó zsírsavak br jelölést kapnak. Az utolsó előtti szénatomon metilcsoportot tartalmazó zsírsavakat iso, a kettővel előtti szénatomon metilcsoportot tartalmazókat anteiso, a ciklopropil-csoportot tartalmazókat cyclo, az OH-csoportot tartalmazókat hidroxil-(szubsztituált) névvel illetve a kettős kötések száma utáni i, a, illetve a pozíció számát követő cy, OH rövidítésekkel jelöljük. Az eddigiektől eltérő pozícióban elágazódó alkilcsoport a pozíció számát (ha ismerjük) követő metil, etil, propil, stb. nevet és Me, Et, Prop, stb. jelölést kap. Az α-elágazó, β -hidroxi-zsírsavakat mikolsavaknak nevezzük és (tekintet nélkül az elágazás szénatomszámára) myl -lel jelöljük. A zsírsav-metilészterek esetében a metil-észterre az Me- előtag utal. Esetenként egyes zsírsavcsoportok egymáshoz viszonyított aránya lehet karakterisztikus, mint például az észterkötésű és nem-észterkötésű zsírsavak aránya az aerob és anaerob szervezetek arányára, ami a talaj tartós oxigénellátottságáról ad információt. A transz/cisz zsírsavak, a Gram-negatív/Gram-pozitív baktériumokra jellemző zsírsavak, illetve a ciklopropil/prekurzor zsírsavak aránya jó indikátorai a környezeti stressznek (Zelles et al., 1995), az egyszeresen telítetlen/telített zsírsavak növekvő aránya pedig a nagyobb szubsztrát hozzáférhetőséget és az aerob körülményeket jelzi (Bossio & Scow, 1998). Az egyszerű preparálást (simple extraction, White et al., 1979) gyakran használják mikrobiális közösségben történt változások követésénél (Frostegård et al., 1993), függetlenül attól, hogy az egyszerű preparáláson alapuló PLFA-analízissel csupán az észteresíthető zsírsavakat (lúgos metanolízis) lehet meghatározni, ami a meghosszabbított preparálás során kimutatható összes foszfolipid-zsírsav 70%-a (Zelles, 1999). A meghosszabbított preparálás (extended extraction, Zelles & Bai, 1993) során a lúgos 6 geometriai-izoméria: a cisz-transz izoméria akkor alakul ki, ha a kettős kötésű szénatompárhoz kapcsolódó ligandumok viszonylagos térszerkezete eltérő. 42

43 metanolízist a nem észteresíthető zsírsavak savas metilálása követi, és így a zsírsavmetilészterek gázkromatográfiásan analizálhatók Mikrobióta változások nehézfémekkel szennyezett talajokban A nehézfémek talajmikrobákra gyakorolt hatásáról szóló első írásos feljegyzések a XX. század elejéről származnak (Lipman & Burgess, 1914; Brown & Minges, 1916), és ma már ismert, hogy a talajszennyezés vizsgálatához elengedhetetlen a mikrobiális háttér feltérképezése. Brooks és munkatársai (1984) azt állapították meg, hogy a nehézfémmekkel szennyezett talajok, a biomassza egységnyi tömegére vonatkozó CO 2 kibocsátása jelentősen nagyobb volt a nem szennyezett talajokhoz képest, ami azt valószínűsíti, hogy a fémszennyezők megváltoztatták a talaj biodiverzitását, azaz az ellenálló törzsek (fajták) váltak dominánssá. Kelly és munkatársai (1999) a Zn (6000 mg/kg) hatását vizsgálták a mikrobiális biomasszára (kloroform fumigáció), a talaj dehidrogenáz enzimaktivitására, illetve a mikroba közösségben történt változásokra (BIOLOG-teszt, PLFA analízis) laboratóriumi körülmények között. 15 napos inkubációs idő elteltével 47%-ra csökkent a biomassza, 95 %-kal pedig a dehidrogenáz aktivitás. A Zn rezisztens baktériumok mennyisége 0,08%-ról 0,75%-ra növekedett. Csökkent viszont az arbuszkuláris mikorrhiza gombákat és a sugárgombákat jelző zsírsavak mennyisége. Renella és munkatársai (2003) Cu-el és Zn-el szennyezett talajt inkubációs kísérletben Cd-al felülszennyeztek, és mérték a foszfatáz enzimaktivitást, valamint az ATP mennyiségét 4 óra, 7 és 28 nap elteltével. Eredményeik alapján a Cd toxikusabb a mikrobákra mint a Cu és a Zn. Az ATP tartalom meghatározása kevésbé volt érzékeny, mint a foszfatáz enzimaktivitás, viszont mindkét módszer érzékenyebb homokon, mint kötöttebb talajon. Rajapaksha és munkatársai (2004) nehézfémek (Zn, Cu) talajmikrobiológiai folyamatokra gyakorolt hatását vizsgálva azt tapasztalták, hogy a nehézfémterhelések hatására a teljes mikrobiális aktivitás már egy héttel a kijuttatást követően 30%-kal csökkent és a kísérlet végéig tartósan alacsony szinten maradt. A gombák és a baktériumok aktivitását összehasonlítva viszont megállapították, hogy azok reakciója a nehézfémekre jelentős eltérést mutat. A gombák aktivitása ugyanis szemben a baktériumok egyértelmű csökkenő tendenciájával a nehézfémmel szennyezett talajokban kezdetben 3-7-szeresére 43

44 növekedett, majd fokozatos csökkenése ellenére a kísérlet végén a kontrollhoz képest magasabb értéket mutatott. A nehézfémek talajéletre gyakorolt hatását tenyészedényes (norvég fenyő, nyírfa, fűzfa, nyárfa) kísérletben vizsgálták Frey és munkatársai (2006). A négy vegetációs periódus alatt az öntözéskor savas esőt modelleztek. Mérték a mikrobiális biomasszában (kloroform fumigációs inkubáció, kloroform fumigációs extrakció, összes lipid tartalom), a mikrobiális közösség működésében (hidroláz aktivitás), és szerkezetében (PLFA, T-RFLPs, PCR) bekövetkező változásokat. A mikrobiális biomassza a mérési eredmények alapján csökkent, és négy év alatt a baktérium populáció szerkezetére is volt hatása a szennyezésnek. Fernandes és munkatársainak (2005) az eredményei alapján a Pb-t, Cd-t, Co-t nagy mennyiségben tartalmazó szennyvíziszap növelte a talajok CO 2 kibocsátását. A szennyezések talajlégzésre gyakorolt hatása nagyban függ a talajtulajdonságoktól is. Ezt támasztja alá Doelmann és Haanstra (1984) munkája: a 9%-os CO 2 csökkenést okozó Cd koncentráció a homoktalajon (ph 7,0, szerves anyag 1,6%) 150 mg/kg, egy homokos tőzeg talajon (ph 4,4, szerves anyag 12,8%) 400 mg/kg. A mexikói San Luis Potosí-ban, az 1800-as évek óta működő ércbánya területén jelentős diffúz nehézfém szennyezést regisztráltak (a felső 10 cm-es rétegben As: mg/kg; Pb: mg/kg; Cu: mg/kg; Zn: mg/kg). A mikrobiális biomassza mérési eredményeket összehasonlítva szoros korreláció mutatkozott a kloroform fumigációs extrakció (CFE), a kloroform fumigációs inkubáció (CFI) valamint a szubsztrát indukált respiráció (SIR) eredményei között. Mind a három módszer alapján csökkent a mikrobiális biomassza mennyisége (Vásquez-Murrieta et al., 2006). Dél-Kínában, a Shaoguan várostól nem messze lévő Pb/Zn kohó környékén található meddő talaját PLFA analízissel valamint enzimaktivitás méréssel tanulmányozták Zhang és munkatársai (2006). A terület egy részét újra benőtte a vegetáció. Habár az összes foszfolipid-zsírsav mennyiségében nem volt szignifikáns különbség a zöld meddő és a fekete meddő talaja között, mégis egyes foszfolipid-zsírsavak mennyisége markánsan megváltozott. A növényzettel borított talajon a Gram-negatív baktériumokra (16:1ω9c), az arbuszkuláris mikorrhiza gombákra (16:1ω5c), gombákra (18:2ω6c), sugárgombákra (10Me16:0 + 10Me17:0 + 10Me18:0), algákra (20:5ω3c), valamint a protozoákra (20:2ω6c+20:3ω6c) jellemző zsírsavak mennyisége növekedett a növényzet nélküli talajhoz képest. Hasonlóan növekedett ezen területeken a proteáz, karboximetilcelluláz és a béta-glükozidáz enzimaktivitás is. 44

45 Cu és Zn szennyezés (réz-kohó) talajmikrobákra gyakorolt hatását Wang és munkatársai (2007) is vizsgálták. Egyértelmű negatív korreláció mutatkozott a nehézfém koncentráció nagysága és a mikrobiális biomassza-c mennyisége között. A foszfatáz enzimaktivitás értéke egyenes arányban nőtt a kohótól mért távolsággal. Az ammóniumnitrát oldható Zn és Cu koncentráció, valamint a mikrobiális biomassza, és az enzimaktivitás között is negatív összefüggés mutatkozott. Diverzitás vizsgálatként PCR- DGGE (polimeráz láncreakció - denaturáló grádiens gélelektroforézis) analízist alkalmaztak, amely rávilágított arra, hogy szignifikáns változás következett be a baktériumok, és a sugárgombák közösségi szerkezetében. Hinojosa és munkatársai (2004a) különböző enzimaktivitásokat (foszfatáz, arilszulfatáz, béta-glükozidáz, ureáz és dehidrogenáz) vizsgáltak az aznalcóllari bányabaleset következtében nehézfémmel szennyeződött (As, Bi, Cd, Cu, Pb, Tl, Zn stb.) talajokon. A nehézfémek hatására az enzimaktivitások nagysága szignifikánsan, %- ra csökkent a kontrollhoz képest. A talajenzimaktivitások Mikanova (2006) szerint is jó indikátorok a Cd, Pb és Zn szennyezéskor. Hinojosa és munkatársai (2004b) munkája alapján az enzimaktivitások a biológiailag hozzáférhető nehézfém koncentrációval mutatnak negatív korrelációt. Oliveira és Pampulha (2006) Hg-al (109 mg/kg) és As-al (1558 mg/kg) szennyezett talaj mikrobiológiai jellemzőit vizsgálta többek között dehidrogenáz enzimaktivitással. Eredményeik alapján a dehidrogenáz enzimaktivitás érzékeny módszer a nehézfémek talajmikrobákra gyakorolt hatásainak vizsgálatára. Máthé-Gáspár és munkatársai (2006) a Toka patak völgyéből származó talajokat (erősen szennyezett Zn, Pb, Cd, Cu és As fémekkel) vizsgálva megállapították, hogy míg a mikrobiális biomassza-c (CFE) mennyisége jelentősen csökkent a fémszennyezés hatására, addig a foszfomonoészteráz enzimaktivitás a szennyezés hatására csaknem kétszeresére nőtt. Morgan és munkatársai (2007) szerint a fémszennyezett mikrokörnyezetek természetes körülmények közötti kockázatértékelését helyi, fémrezisztens ökotípusok kialakulása nehezíti. Összegzésként elmondható, hogy a talajban a növekvő fémkoncentrációk (metalstress) a kezdeti állapottól függően csökkenthetik vagy növelhetik a mikrobiális diverzitást (hasonlóképpen a biomassza mutatók értékeit is). Ez a hump-backed hatás (emelkedéscsökkenés) gyakran figyelhető meg a nehézfémek talajökológiai hatásának vizsgálatánál (Bunemann et al., 2006, Giller et al., 2009). 45

46 2.6. Többváltozós kísérlettervező és értékelő rendszerek A kísérletes kutatások visszatérő problémája, hogy a vizsgálni kívánt folyamatokat számos faktor együttes hatása befolyásolja. A szükséges kísérleti kezelések számát jelentősen növeli a változók számának növekedése. Ez gondot okoz a többváltozós válaszfüggvények számításakor és az összefüggések nagyszámú paraméterének interpretációja során. Az értelmezést tovább bonyolítja, hogy minél több paraméter írja le az összefüggést, annál nagyobb a számított paraméterek közti kölcsönhatások által okozott probléma. További nehézség a sok hatótényező gyakran nem lineáris hatásainak és kölcsönhatásainak szakmai interpretációja (Biczók et al., 1994). A probléma megoldásának első lépése az, hogy egyetlen tényező hatására koncentráljunk, a többi tényező hatásainak elhanyagolásával. A többtényezős modellek az egytényezős modellekből származtathatóak. Ha a kísérleteket egy, lineáris, négyzetes és párkölcsönhatásokat feltételező ortogonális faktorterv szerint állítjuk be, lehetőség van a paraméterek egymástól független számítására és a kezelések számának kezelhető szintre való csökkentésére. Egy négyzetes ortogonális faktorterv által meghatározott kísérleti kezelések megvalósításával és értékelésével a modell paraméterei kiszámíthatóak (Biczók et al., 1994). Ha a vizsgálandó tényezők száma n és mindegyik különálló faktor 5 eltérő szinten kerül beállításra, a hagyományos kísérletek 5 n kezelés alkalmazását követelik meg. Ez igen nehezen vagy egyáltalán nem valósítható meg a gyakorlatban. Ezzel szemben a négyzetes, ortogonális faktorterv nemcsak hogy jóval kisebb számú kezelést (2 n + 2n + 1), hanem a modell paramétereinek független számítását is lehetővé teszi: 4 tényező esetén ez 625 helyett mindössze 25 kezelés. Normalizált változók esetében a magasabb kitevőjű tagok elhanyagolhatóak és a többváltozós kvadratikus polinom igen jó közelítést tesz lehetővé (Biczók, 1988). A függvénynek a mérési eredmények tartományán túli kiterjesztését azonban óvatosan kell kezelni, mivel minél nagyobb a faktorterv centrális pontjától való távolság, annál szélesebbek a hozzájuk tartozó konfidencia-intervallumok. A kezelési tartományon túl a modell elveszti érvényességét. 46

47 3. Hipotézisvizsgálat A statisztikai hipotézisvizsgálat az induktív statisztika egyik legfontosabb feladata. Segítségével eldöntendő kérdésekre keresünk igen/nem választ. Először meg kell fogalmazni egy úgynevezett nullhipotézist (H 0 ) és egy ellenhipotézist (H 1 ), majd ki kell választani a megfelelő statisztikai próbát. A H 0 hipotézis mindig a jelenleg érvényes állítás, a H 1 pedig az új feltételezés (Reiczigel et al., 2007). A doktori munka során megválaszolandó kérdések a következők: 1. Van-e a visontai lignitnek immobilizáló hatása a Cr, Pb és Zn nehézfémekre? H 0 : Igen, van immobilizáló hatása. ( fejezet) H 1 : Nem, nincs immobilizáló hatása. 2. A visontai lignit, mint barnaszén, elsősorban a komplexképző helyek számának növelésével immobilizál? H 0 : Igen, elsősorban a komlpexképző helyek számának növelésével immobilizál. ( fejezet) H 1 : Nem, elsősorban nem a komlpexképző helyek számának növelésével immobilizál. 3. Pozitív hatással van-e a visontai lignit a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra? H 0 : Igen, pozitív hatással van a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra. ( fejezet) H 1 : Nem, nincs pozitív hatással a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra. 4. A Cr, Pb, Zn nehézfém-kezeléseknek rövidtávon negatív hatásuk van-e (az alkalmazott fémkoncentrációban) a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra? H 0 : Igen, negatív hatásuk van a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra. ( fejezet) H 1 : Nem, nincs negatív hatásuk a talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókra. 5. Van-e 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? H 0 : Igen, van 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. ( fejezet) 47

48 H 1 : Nem, 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. 48

49 4. Anyag és módszer 4.1. Kísérletek bemutatása A választott modell-talaj, minimális fémmegkötő képessége (alacsony szervesanyagtartalom, mészhiány) miatt, nyírlugosi savanyú homok volt, amit a talaj felső 25 cm-es rétegéből gyűjtöttünk. A talajt légszárazra szárítottuk, és a kísérlet beállításáig hűvös helyen, műanyag zsákokba tároltuk. Talajkémiai alaptulajdonságok: ph 7 (H 2 O)=5; ph 8 (KCl)=3,9; humusztartalom 8 =0,92%; CaCO 3 9 tartalom=nyomokban; K A 10 =27; sótartalom 10 <0,02% 4. táblázat A modell-talaj összes toxikus elemtartalma (királyvíz oldható elemtartalom) As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Se Sn Sr Zn mg/kg 1,20 31,9 <kh 1,35 7,54 3,51 <kh 144 <kh 5,31 8,02 <kh <kh 7,63 41,6 A vizsgált három fém a következő volt: Cr, Pb, Zn. Azért erre a három fémre esett a választás, mert az OKKP tapasztalatai alapján a magyarországi nehézfém szennyezéseknél ezek igen jellemzőek (Bartus et al., 2003). A vizsgált 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 (5. táblázat). Szerves széntartalma 11 =34,5%, ph 12 Mg=115 mg/kg, SO 4 - = mg/kg, S= mg/kg. 5. táblázat (H 2 O)=4,2, Ca=570 mg/kg, A lignit összes toxikus elemtartalma (királyvíz oldható elemtartalom) As Ba Cd Co Cr Cu Hg Mn Mo Ni Pb Se Sn Sr Zn mg/kg 9, ,08 4,99 23,3 12,7 <kh 279 1, ,16 0,77 1,44 97,3 25,6 7 MSZ : MSZ :1977 (Tyurin-féle módszerrel) 9 MSZ : MSZ 21470: MSZ :1987 (Tyurin-féle módszerrel) 12 MSZ :

50 A lignit egyik nehézfémből sem tartalmaz a határérték 13 feletti koncentrációban nehézfémet. Az I. kísérletet 2006-ban DISITOBI kísérlettervező és értékelő modellel állítottuk be (6. 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). A paraméterek értékei (B i ) regressziószámítással kaphatók meg. Student-próbával számíthatók a B i paraméterek valószínűségi szintjei. A vizsgálati eredmények varianciája a központi kezelésekhez tartozó értékek segítségével számítható. Normalizált változókat alkalmazva, esetünkben a válaszfüggvény a következő: 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. 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: 6. táblázat KEZELÉS KÓD SITOBI TERVMÁTRIX Lignit Cr Pb Zn % mg/kg 1 7, , , , , , /2006. (V. 18.) FVM rendelet a termésnövelő anyagok engedélyezéséről, tárolásáról, forgalmazásáról és felhasználásáról 50

51 7 7, , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , 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. A II. kísérletet a SITOBI szoftver által parametrizált modellek jobb értelmezhetősége érdekében modellkísérletet állítottunk be 2007-ben külön-külön az egyes nehézfémekkel három lignit dózis alkalmazásával. 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 koncentrációtartományban állítottunk be 2007-ben 51

52 modellkísérletet az egyes nehézfémekkel külön-külön a centrális lignit dózis alkalmazásával, hogy vizsgáljuk, hogy 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 a hőmérsékletét (25 ºC) konstans értéken tartottuk. A mintavételezés a 8. hét elteltével történt. Az I. kísérletben a talajmikrobióta nagyságának és aktivitásának a könnyebb detektálhatóság miatti növelése céljából a modell-talajhoz 1 m/m% cellulózport adtunk Módszerek Az I., a II. és a III. kísérletben is mértük az összes királyvízzel, illetve a desztillált vízzel (vizes közeg modellezése), acetát pufferrel (savas közeg modellezése), Lakanen-Erviö féle kivonószerrel (növényi felvehetőség modellezése, Lakanen & Erviö, 1970) oldható Cr, Pb, és Zn elemtartalmat. (Míg a 6/2009-es szennyezettségi határértékekről szóló rendelet az összes elemtartalom meghatározását írja elő, addig a hazai talajremediáció monitoringja során a nehézfém szennyezettség kockázatbecslésére a fent említett további három kivonószer gyakran használatos (Gondi et al., 2003).) A II. kísérletben lúgos kivonatból mértük az összes Cr 6+ tartalmat is. Az I. kísérletben a talajmikrobiótában bekövetkező változásokat az invertáz enzimaktivitás, a teljes mikrobiális aktivitás (FDA analízis), a mikrobiális biomassza-c (CFE), valamint az összes foszfolipid-zsírsav tartalom (PLFA analízis - simlpe extraction ) meghatározásával becsültük. Az utóbbival vizsgáltuk az 52

53 egyes foszfolipid-zsírsav csoportok mennyiségi viszonyainak alakulását is. A szakirodalom alapján (ld fejezet) ezen talajmikrobiológiai, -biokémiai vizsgálati módszerekkel komplex módon értékelhető a változók talajmikrobiótára gyakorolt hatása. 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, a kationkicserélő kapacitására gyakorolt hatását pedig nátriumacetátos telítéssel mértük. Az összes és az oldható elemtartalom meghatározása Jobin-Yvon gyártmányú, ULTIMA 2 típusú, szekvenciális rendszerű ICP AES műszerrel történt a következő Magyar Szabványok figyelembe vételével: - királyvizes kivonat MSZ :2006; - desztillált vizes kivonat (1:10-es kivonat) MSZ :2006; - ammónium-acetát pufferes kivonat (továbbiakban acetát puffer) MSZE :2006; - Lakanen-Erviö féle kivonat (ammónium-acetát+ecetsav+edte) MSZ : összes Cr 6+ tartalom meghatározása lúgos kivonatból MSZ :2006. Invertáz enzimaktivitás: a talaj szénhidrát anyagcseréjével kapcsolatban nyújt közvetlen információt, melynek ismeretében a lebontó folyamatok intenzitására lehet következtetni. A módszer a hidrolízis eredményeként keletkezett redukáló monoszacharidok kvantitatív mérésén alapszik. Az invertáz enzimaktivitás mérése a MSZ /2:1986 alapján történt. A meghatározás során a 3.5 dinitro-szalicilsavat 3-amino-5-nitro-szalicilsavvá redukáltuk, melynek mennyiségét a színreakció után spektrometriásan mértünk. A talaj invertáz enzimaktivitásának meghatározását három ismétlésben, egy kontroll alkalmazásával végeztük. 3 g talajt 50 cm 3 -es Erlenmeyer-lombikba mértük. Rápipettáztunk 0,2 cm 3 toluolt, és 5 cm 3 ph 5 univerzál puffert 14, összeráztuk, majd 5,00 cm 3 10 m/m% szacharóz oldatot adunk hozzá. 30 percig rázattuk, majd 24 órára 37 C-os termosztátba helyeztük. Az 14 Módosított universal puffer alapoldata: 6,05 g Tris-(hidroxi-metil)-aminometán, 5,80 g maleinsav, 7,00 g citromsav, 3,14 g bórsav, 244 cm 3 1 mol/l koncentrációjú nátriumhidroxid oldat, amit desztillált vízzel 500 cm 3 -re egészítjük ki. Az alapoldat 200 cm 3 -ét mérőlombikba cm 3 1 mol/l koncentrációjú HCl oldattal elegyítjük a ph 5,0 eléréséig, majd desztillált vízzel 1000 cm 3 -re töltjük fel. 53

54 inkubációs idő letelte után a szuszpenziót szűrőpapíron keresztül 50 cm 3 -es mérőlombikba szűrtük, majd végtérfogatra hígítottuk. Ebből a szűrletből 1 cm 3 -t egy 50 cm 3 -es lombikba pipettáztunk, hozzáadtunk 5 cm 3 desztillált vizet, 2 cm 3 2 mol/dm 3 koncentrációjú nátriumhidroxid oldatot és 2 cm 3 színreagenst. Ez a reagens megállítja a további enzimreakciókat, ugyanakkor végbemegy a dinitroszalicilsav és a redukáló cukrok reakciója. 10 perc pihentetés után a reakcióedényt lefedtük és 5 percre 100 C-os vízfürdőbe helyeztük. Lehűlés után, Thermo Spectronic HELIOS β spectofotométeren 540 nm-en mértük a reakció során keletkezett sárga szín intenzitását. A talaj invertáz enzimaktivitás értékét kalibrációs görbe alapján mg glükóz/g talaj/24 óra egységben adjuk meg. FDA analízis: egyszerre többféle hidrolitikus aktivitással rendelkező enzim együttes aktivitását, mint például a nem specifikus észterázokét, proteázokét, lipázokét mérjük, mely az összes lebontó katabolikus aktivitást jelzi. A módszer alapja az a folyamat, amely során a színtelen fluoreszcein diacetátot az enzimek hidrolizálják, mely reakció végterméke a színes fluoreszcein, ami spektrofotométerrel mérhető. A talaj teljes mikrobiális aktivitását fluoreszcein-diacetát (FDA) hidrolízissel mutattuk ki Schnürer és Rosswall (1982), valamint Adam és Duncan (2001) módszerei szerint. A talajt fluoreszcein-diacetát hozzáadásával 7,6-os ph-jú foszfátpufferben 2 órán át 30 C-on rázattuk. A 2 óra elteltével a reakciót aceton hozzáadásával leállítottuk. A szuszpenziókat lecentrifugáltuk (2000 fordulat/perc), és a keletkezett fluoreszceint Thermo Spectronic HELIOS β spektrofotométerrel 490 nm-en mértük, majd értékeléskor kalibrációs skála segítségével az 1 óra alatt keletkezett fluoreszcein mennyiségét határoztuk meg 1 g száraz talajra. A teljes mikrobiális aktivitás értékét µg fluoreszcein/g talaj/óra egységben adjuk meg. Kloroform fumigációs extrakció: A módszer alapja az, hogy a fumigáló szerek hatására elpusztult mikrobiális biomassza által megnőtt szerves C, TOC (Total Organic Carbon) műszerrel mérhető. A mikrobiális biomassza-c meghatározása kloroform fumigációs extrakció módszerével történt Vance és munkatársai (1987) eredeti leírása és Wu és munkatársai (1990) módszerfejlesztése alapján. 10,0 gramm talajt bemértünk 25 cm 3 térfogatú üveg 54

55 főzőpohárba (fumigáció céljára), illetve 50 cm 3 térfogatú centrifugacsőbe (nem fumigáció céljára) egy mintából 3-3 ismétlésben. A centrifugacsövekben lévő mintákhoz 40 cm 3 0,05 M K 2 SO 4 oldatot adtunk (bemért talaj:oldat 1:4 arányban), majd 30 percig rázattuk. Ezután a leszűrtük az oldatot, és Apollo 9000 TOC készülékkel mértük az oldat szerves C tartalmát (a TOC készülék a szerves C-tartalmat automatikusan kiszámítja az előzetesen felvett kálium-ftalát standard egyenes alapján). A főzőpohárban lévő mintákat, illetve a 25 cm 3 etanolmentes koloroformot néhány horzsakővel együtt egy napig kloroform fumigáció céljára szolgáló vákumexszikkátorba helyeztük. 24 óra után - a megfelelő levegőztetést követően (6-szor vákumozás és levegőztetés) - a mintákhoz hozzáadtuk a 40 cm 3 0,05 M K 2 SO 4 oldatot, majd rázatás és szűrés után a szerves C meghatározása TOC készülékkel az előzőekben leírtak alapján történt. A mikrobiális biomassza-c számítása: C mic = (C fum -C nemfum )/k(ec) (k(ec)= 0,45 (Joergensen, 1996)). A mikrobiális biomassza-c értékét µg C/g talaj egységben adjuk meg. PLFA analízis (simple extraction, White et al., 1979): a módszer előnye a mikrobiális biomassza és a specifikus mikrobacsoportok kimutatásának kombinációjában rejlik. Az analízis alapja az, hogy a foszfolipidek megfelelő oldószerrel extrahálhatók, frakcionálhatók, majd a foszfolipid-zsírsavak lúgos metanolízise után keletkezett PLFAmetilészterek GC-MS módszerrel vizsgálhatók. A kapott csúcsokat a retenciós idő, a tömegspektrum, valamint a csúcs alatti terület alapján értékeljük. Extrakció: a talajból a lipidek kivonása a módosított egyfázisú Bligh-Dyer módszerrel (lipidek víztartalmú mintákból való kinyerésére fejlesztett extrakciós eljárás: Bligh & Dyer, 1959) történt. Az extrakció azon alapul, hogy a kloroform, metanol segédoldószer megfelelő mennyisége mellett elegyedik a vízzel: a kloroform-foszfátpuffer 15 -metanol 5:4:10 arányú elegye egy fázist alkot. 10 g talajhoz 40 cm 3 metanolt, 20 cm 3 kloroformot, és 16 cm 3 (mínusz a minta víztartalma) mennyiségű foszfátpuffert adunk és az egyfázisú elegyet ultrahangos fürdőben 3*10 percig kezeltük. Ezután 20 cm 3 kloroform és 20 cm 3 desztillált víz hozzáadásával a két fázisra bomló elegyből a vizes fázis nagyobb részét eltávolítottuk. A szerves fázis és a felső vizes fázis maradékát 2 cm vastag, savval mosott, izzított kova-(diatoma-) föld rétegen szűrtük, a szűrlet választólombikban történő elválása után az alsó, kloroformos fázist elkülönítettük, majd vízmentes Na 2 SO 4 1 cm vastag rétegén való átszűréssel víztelenítettük. 15 A 0,05 M foszfátpuffer összetétele: 17,42 g K 2 HPO ml desztillált vízben oldva, 2 n sósavval ph 7-re beállítva. 55

56 Frakcionálás: a kapott lipid-extraktumot 1-2 cm 3 térfogatra vákuum-bepárlással koncentráltuk, majd szilikagél töltetű SPE (szilárd fázisú extrakció) oszlopon megfelelő kondicionálás után a foszfolipideket metanollal elkülönítettük a többi lipidfrakciótól (neutrális lipideket kloroformmal, glikolipideket acetonnal). Lúgos metanolízis: a rotációs bepárlón a kb. 1 cm 3 -re töményített foszfolipid-frakciót légmentesen zárható üvegcsébe vittük át és nitrogénáramban beszárítottuk. 1 cm 3 1:1 arányú metanol-toluol-elegy, majd 5 cm 3 frissen összemért és előmelegített (37 o C) 0,2 M metanolos KOH-oldat hozzáadását követően 15 percig 37 o C-on inkubáltuk. A reakció eredményeként a foszfolipidek felszabaduló zsírsavaiból metilészterek képződnek. (A zsírsavak metilészterekké történő átalakítása a gázkromatográfiás mérés miatt szükséges.) Ezután 1 M-os ecetsavval az oldat kémhatását 6-ra állítottuk be, majd 5 cm 3 hexán és 5 cm 3 desztillált víz hozzáadásával háromszor extraháltuk a vizes fázist, majd minden alkalommal 1 perc vortexelést követően (2000 fordulat/perc) a felső hexános fázist leválasztottuk. A 15 cm 3 hexános fázist vízmentes Na 2 SO 4 -on való átszűréssel víztelenítettük, majd rotációs bepárlón kb. 1 cm 3 -re töményítettük. Végső mintaelőkészítés, GC-MS mérés: a mintát a GC-MS mintaadagoló nyitott üvegcséiben inkubálva nitrogénáramban (99,99 %) beszárítottuk, majd 50 µl IS 16 (injektálási standard)-oldatot (19:0) adtunk hozzá. Ezután az üvegcséket lezártuk, vortex -szel felráztuk és az injektálásig -4 o C-on tároltuk. A mérést Perkin Elmer gyártmányú Clarus 500-as típusú gázkromatográf-tömegspektométerrel (kvadrupol tömegspektrométer elektron ionizációval) és Elite-FFAP típusú kolonnával (30 m hosszú, 0,25 mm átmérőjű és 0,25 µm filmvastagságú) végeztük, 3,5µl preparátum automatikus spitless injektálásával. Vivőgázként 99,99%-os tisztaságú héliumot alkalmaztunk 2 ml/perc térfogati áramlási sebességgel. A foszfolipid-zsírsav mennyiségét nmol/g egységben adjuk meg. Humuszminőségi stabilitási koefficiens (K-érték 17 ) meghatározása: A módszer alapelve az, hogy nátrium-hidroxid oldattal elsősorban a nyers szerves anyagok és a savanyú humusz- vagy a kevésbé kedvező tulajdonságú humuszfrakciók oldódnak. A jó minőségű, nagy molekulájú, kálciumionokhoz kötött humuszanyagot a módszer szerint nátriumflouriddal oldjuk ki. Ha e két módszerrel a vizsgálandó talajból a kioldást külön-külön 16 Az IS-oldat összetétele: 100 ng/µl metil-nonadekanoát (injektálási standard) izooktánban. 17 Az R, EPC G illetve az EPC S mutatók számított értékek. 56

57 elvégezzük, és az oldatok fényelnyelő képességét fotométeren megmérve egymáshoz viszonyítjuk, az úgynevezett humuszstabilitási számot kapjuk, amit a humusztartalommal osztva megkapjuk a humuszstabilitási koefficienst. A meghatározás menete szerint a légszáraz talajt a durva növényi maradványoktól megtisztítottuk, és 0,25 mm-es szitán átszitáltuk, majd 2-2 g-ot két nagyobb kémcsőbe bemértünk. Az egyik kémcsőben lévő talajra 20 cm 3 1%-os NaF oldatot töltöttünk, a másik kémcsőben lévő mintára 20 cm 3 20%-os NaOH oldatot. A kémcsövet bedugaszoltuk, majd 3-5 perces rázatás után 48 órán keresztül állni hagytuk. Ezt követően a mintát leszűrtük (ha szükséges 15 percig 4000 fordulat/perc fordulatszámon centrifugáljuk) 18, majd 420, 465, 496, 533, 574, 619, 660, 726, 750 nm hullámhosszokon METEREK SP-830 spektrofotométerrel megmértük a NaOH-os és a NaF-os extraktum extincióját. Hullámhosszonként az E NaF /E NaOH osztóval egy-egy stabilitási számot kapunk (Q). A különböző hullámhosszoknál mért Q-értékek számtani közepét, ha elosztjuk a Tyurin szerinti humusztartalommal megkapjuk a K humuszstabilitási koefficiens értéket (Hargitai, 1988). Kationkicserélődési kapacitás meghatározása nátriumacetátos telítéssel (CEC): A meghatározás alapelve az, hogy a talajt Na + -ionokkal telítjük 8,2 ph-ra beállított 1 mol/l-es Na-acetát-oldattal, majd alkohollal sómentesre mossuk, és a Na + -ionokat 7 ph-jú 1 mol/l-es NH 4 -acetát oldattal kiszorítjuk. A meghatározás menete szerint 6 g talajt centrifugacsőbe bemértünk, és 33 cm 3 nátrium-acetát-oldatot adtunk hozzá. 5 percig rázattuk, majd 5 percig 1000-es fordulatszámon centrifugáltuk. Az oldat felülúszóját leöntöttük, és cm 3 nátriumacetát-reagens adagolása közben a rázatást, centrifugálást és leöntést még négyszer megismételtük. A nátrium-acetátos kezelés után 33 cm 3 95%-os etilalkoholt adagoltunk a centrifugacsőbe, 5 percig rázattuk, 5 percig 1000-es fordulatszámon centrifugáltuk, az oldat felülúszóját leöntöttük. Ezt az alkoholos kezelést még kétszer megismételtük. Ezután cm 3 ammónium-acetát-oldat adagolásával a rázatást és centrifugálást még háromszor elvégeztük, de az oldat felülúszóját a talaj dekantálásakor már nem öntöttük le, hanem 100 cm 3 -es mérőlombikba gyűjtöttük. Az összegyűjtött oldatot a mérőlombikban 100 cm 3 -re kiegészítettük, és az oldat nátriumion-koncentrációját lángfotometriásan meghatároztuk. 18 Az oldatot olyan mértékre higítjuk, hogy a mérendő extinciók lehetőleg ne haladják meg a 2-es értéket, de a leghosszabb hullámhossznál ne süllyedjen lényegesen 0,1 alá. 57

58 A kationkicserélő kapacitás értékét mgeé/100g egységben adjuk meg. Számítás: az oldat Na + koncentrációja mgeé l -1 /a talajminta tömege (Rédly, 1988). Az ICP AES mérésekhez, az invertáz enzimaktivitás, a kationkicserélődési kapacitás és a humuszminőségi stabilitási koefficiens meghatározásához a talajmintákat légszárazra szárítottuk, az FDA, illetve a PLFA analízishez, valamint a kloroform fumigációs extrakció vizsgálathoz a friss talajmintákat 4 C tároltuk maximum 4 hétig. Az alkalmazott (többváltozós) statisztikai módszerek: az I. kísérlet eredményeit a DISITOBI modell előrejelző statisztikai módszerein túl (ami a kvantitatív változók összefüggés-vizsgálatát regresszióanalízissel, a kezelések hatásait pedig varianciaanalízissel értékeli), a minták közötti variabilitást, illetve gradienseket feltáró főkomponens-analízissel is értékeltük (StatSoft Statistica 9-es verzió), ami az adatok struktúrájának jobb megértését szolgálja. A II., III., 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. 58

59 5. Vizsgálati eredmények Az eredményközlő táblázatokat a melléklet tartalmazza. 6. Eredmények értékelése Az értékelés során alapadattal dolgoztunk Az I. kísérlet eredményeinek értékelése a DISITOBI modell alapján A DISITOBI modell értelmezésénél azon modelleket tekintjük igazoltnak, amelyek R 2 értéke legalább 70%, vagy annál nagyobb. A fémkezelések természetesen nem az elemi fémek, hanem az alkalmazott fémsók által okozott hatásokat szemléltetik A lignit stabilizáló hatásának értékelése A DISITOBI modell paramétereit, valószínűségi szintjeit és determinációs koefficiens értékeit a 7a. és b. táblázat tartalmazza. 59

60 7a. táblázat Az összes, illetve a különböző kivonószerekkel oldható elemtartalmakhoz tartozó DISITOBI modell paraméterek 19, valószínűségi szintek és a determinációs koefficiensek Királyvízzel oldható összes Paraméter elemtartalom Desztillált vízzel oldható elemtartalom Cr Pb Zn Cr Pb Zn B0-226,0000 XXX -205,2000 XXX -448,4444 XXX -6,8135 XX -67,0225 XX -568,9011 XXX B1 (L) 33, , ,0556-2,8403 XXX -10,3993 XXX 45,8594 XX B2 (Pb) 0,2356 1,2099 XXX 0,4480 0,0108 0,1135 XX 0,5578 B3 (Zn) 0,1774 0,0918 0,8380 XXX 0,0111 0,0326 X 0,6085 XXX B4 (Cr) 0,9247 XXX 0,1508 0,6941 0,0229 XXX 0,1685 XXX 0,7823 XXX B5 (LxPb) -0,0025-0,0102-0,0067-0,0004-0,0122-0,0057 B6 (LxZn) -0,0020 0,0002-0,0172-0,0001 0,0186 XX -0,0584 B7 (ZnxPb) -0,0000 0,0001 0,0004-0,0000-0,0001 0,0000 B8 (LxCr) -0,0235-0,0056-0,0140-0,0084 XXX -0,0239 XXX -0,0081 B9 (CrxPb) 0,0001 0,0001-0,0003 0,0000 0,0001 X -0,0001 B10 (CrxZn) -0,0000-0,0001-0,0001 0,0000-0,0001 XX 0,0005 B11 (L 2 ) -2,2433-4,1913-3,6533 0,5970 XX 1,3070-4,0970 B12 (Pb 2 ) -0,0002-0,0003-0,0002-0,0000-0,0000-0,0003 B13 (Zn 2 ) -0,0001-0,0001 0,0001-0,0000-0,0000 0,0001 B14 (Cr 2 ) 0,0000-0,000-0,0002 2,89x10-5 XX 0,0000-0,0004 R 2 (%) 98,1 97,6 93,7 98,1 87,0 97,7 19 A 0,0000 értékű paraméterek nem egyenlők nullával. 60

61 7b. táblázat Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható Acetát pufferrel oldható elemtartalom Paraméter elemtartalom Cr Pb Zn Cr Pb Zn B0-15,9733 XXX -238,4747 XXX -274,7408 XXX -13,4628 XXX -293,8911 XXX -296,6778 XXX B1 (L) -5,8083 XXX 2,7249 XXX 14,5981 XX -10,0113 XXX 39, ,3322 X B2 (Pb) 0,0212 0,7077 XXX 0,3484 0,0371 1,1790 XXX 0,3219 B3 (Zn) 0,0242 0,2206 0,6607 XXX 0,0379 0,3351 0,7733 XXX B4 (Cr) 0,0708 XXX 0,2651 XXX 0,4793 X 0,1480 XXX 0,1339 0,4238 B5 (LxPb) -0,0008-0,0331 0,0055 0,0000-0,0165 0,0110 B6 (LxZn) 0,0002 0,0095-0,0475 0,0010-0,0051-0,0434 B7 (ZnxPb) -0,0000-0,0001 0,0001-0,0000 0,0001 0,0000 B8 (LxCr) -0,0159 XXX -0,0126-0,0030-0,0193 XXX 0,0102-0,0068 B9 (CrxPb) 0,0000 0,0002-0,0001 0,0000 0,0000-0,0001 B10 (CrxZn) -0,0000-0,0000 0,0002-0,0000-0,0001 0,0002 B11 (L 2 ) 1,0941 X -0,5976-2,3396 1,4200 X -4,8636-2,3310 B12 (Pb 2 ) -0,0000-0,0002-0,0002-0,0000-0,0002-0,0002 B13 (Zn 2 ) -0,0000-0,0001 0,0001-0,0000-0,0002 0,0001 B14 (Cr 2 ) 0,0000-0,0001-0,0002 0,0000-0,0001-0,0002 R 2 (%) 98,9 98,4 97,9 95,7 98,4 98,1 XXX=p<0,01; XX=p<0,05; X=p<0,10 61

62 Az I. kísérlet eredményei alapján lineáris hatás igazolható a kezelési fémkoncentrációk, illetve a visszamérhető királyvíz oldható elemtartalmak között (p<0,01, R 2 =98-99%). A modell alapján a desztillált vizes kivonatban a lignitnek statisztikailag igazolható módon hatása van mind a három fém mobilitására (Cr, Pb: p<0,01; Zn: p<0,05), a Cr esetében ennek a hatásnak kvadratikus eleme is van (p<0,05). A Cr-kezelés befolyásolja a másik két fém vízoldhatóságát (p<0,01). A Zn-kezelés (p<0,10), és a CrxZn (p<0,05) párkölcsönhatások igazolhatóan hatással vannak az Pb mobilitására (R 2 =87-98%) (7a. táblázat). A lignit képes csökkenteni mind a három fém vízoldható frakciójának koncentrációját (5. ábrák). Ennek magyarázata az, hogy a lignit, mint barnaszén növelheti a fémek megkötésében szerepet játszó komplexképző helyek számát, és az adszorpciós felületet (Kühner et al., 1989; Vadász, 1997). A fémsók jelenlétében a lignit növeli továbbá a modell-talaj kémhatását is (12.3. melléklet), ami szerepet játszik a fémek immobilizációjában. A fémkezelések savanyítják a modell-talajt (12.3. melléklet). Leginkább a Cr-só, a legkevésbé pedig Zn-só csökkenti a ph-t. Így a Cr-kezelés elsősorban a kémhatás csökkentésén keresztül növeli az Pb és a Zn mobilitását (6. ábra), Zn-kezelés pedig a Cr-só jelenlétében növeli a ph-t, csökkentve ezzel az Pb mobilitását (7. ábra). 62

63 Cr, Pb, Zn DV-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, Pb, Zn DV-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, Pb, Zn DV-vel oldható elemtartalma mg/kg Fémkezelés mg/kg Fémkezelés mg/kg Fémkezelés mg/kg 5a. ábra Cr 375 Pb 375 Zn x ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Zn 375 Pb 375 Cr 375 A Cr, Pb és Zn desztillált víz (DV) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 375 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján 5b. ábra Cr 750 Pb 750 Zn x ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 750 Pb 750 Zn 750 5c. ábra A Cr, Pb és Zn desztillált víz (DV) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 750 mg/kg fémkezelés esetében a modell alapján Cr 1500 Pb 1500 Zn x ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 1500 Zn 1500 Pb 1500 A Cr, Pb és Zn desztillált víz (DV) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 1500 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján 63

64 Pb DV-vel oldható elemtartalma mg/kg Pb, Zn DV-vel oldható elemtartalma mg/kg Pb, Zn-kezelés 750 mg/kg Pb-kezelés mg/kg 6. ábra 150 Pb Zn x Cr-kezelés mg/kg Pb Zn Az Pb és Zn desztillált víz (DV) oldható elemtartalma a Cr koncentráció függvényében (Pb vagy Zn 750 mg/kg koncentrációja és a lignit 5m/m%-a mellett) a modell alapján 7. ábra 150 Pb 750 Pb Zn-kezelés mg/kg Pb 750 Pb 1500 Az Pb desztillált víz (DV) oldható elemtartalma a Zn koncentráció függvényében (Cr 750 mg/kg koncentrációja és a lignit 5m/m%-a mellett) a modell alapján A modell alapján az acetát pufferes kivonatban is statisztikailag igazolható a lignit hatása mind a három fém esetében (Cr, Pb: p<0,01; Zn: p<0,05). Hasonlóan a desztillált víz oldható elemtartalomhoz, a lignit hatásának kvadratikus komponense is van a Cr mobilitás változásakor (p<0,10). A Cr hatás igazolható továbbá az Pb (p<0,01), és a Zn (p<0,10) acetát pufferrel mobilizálható frakciójának vizsgálatakor is. A LxCr párkölcsönhatáson (p<0,01) kívül, más párkölcsönhatás nem érvényesül (R 2 ~98%) (7b. táblázat). A lignit csökkenti a fémek acetát pufferrel oldható koncentrációjának nagyságát mind a három fém esetében (8. ábrák). A lignit immobilizáló hatásának magyarázata ugyanaz, mint a desztillált vizes kivonat esetében (komplexképző helyek, adszorpciós felület, ph). Ebben a kivonatban is növeli a Cr-kezelés (9. ábra) a másik két fém 64

65 Cr, Pb, Zn AP-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, Pb, Zn AP-vel oldható elemtartalma mg/kg Fémkezelés mg/kg Fémkezelés mg/kg mobilitását, de kisebb mértékben, mint a desztillált vizes kivonatban, hiszen a savas kivonószerben a Cr-só ph torzító hatása kevésbé érvényesül. 8a. ábra Cr 375 Pb 375 Zn ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 375 Zn 375 Pb 375 A Cr, Pb és Zn acetát puffer (AP) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 375 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján 8b. ábra Cr 750 Pb 750 Zn ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 750 Zn 750 Pb 750 A Cr, Pb és Zn acetát puffer (AP) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 750 mg/kg fémkezelés esetében a modell alapján 65

66 Pb, Zn AP-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, Pb, Zn AP-vel oldható elemtartalma mg/kg Fémkezelés mg/kg Pb, és Zn-kezelés 750 mg/kg 8c. ábra Cr 1500 Pb 1500 Zn ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 1500 Pb 1500 Zn ábra A Cr, Pb és Zn acetát puffer (AP) oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 1500 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján Pb Zn Cr-kezelés mg/kg Pb Zn Az Pb és Zn acetát puffer (AP) oldható elemtartalma a Cr koncentráció függvényében (Pb vagy Zn 750 mg/kg koncentrációja és a lignit 5m/m%-a mellett) a modell alapján A modell alapján a Lakanen-Erviö féle kivonatban a lignitnek nincsen igazolható hatása az Pb mobilis elemtartalmára, viszont a Zn-nél (p<0,10) lineáris, a Cr-nál (p<0,10) lineáris és kvadratikus hatás is érvényesül. Az acetát pufferes kivonathoz hasonlóan a LxCr párkölcsönhatáson (p<0,10) kívül, nem igazolható egyéb párkölcsönhatás (R 2 =96-98%) (7b. táblázat). A lignit csökkenti a Cr és a Zn Lakanen-Erviö féle kivonattal oldható elemtartalmát, de ez a stabilizáló hatás csekélyebb mértékű, mint az előző két kivonatban (10. ábrák). (A lignit immobilizáló hatásának magyarázata ugyanaz, mint a desztillált vizes, illetve az acetát pufferes kivonat esetében, azaz a komplexképző helyek számának, illetve az adszorpciós felület növelése, ph változás.) A Cr-kezelésnek a másik két fém mobilitására 66

67 Cr, Zn LE-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, Zn LE-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, és Zn-kezelés mg/kg Cr, és Zn-kezelés mg/kg gyakorolt hatása nem érvényesül ebben a kivonatban. Ennek magyarázata az, hogy a Lakanen-Erviö féle kivonószer kémhatása igen savanyú (ph 4,6), így a Cr-só által okozott ph változás érdemben már nem befolyásolja az Pb és a Zn mobilitását. 10a. ábra 400 Cr 375 Zn ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 375 Zn 375 A Cr és Zn Lakanen-Erviö (LE) féle kivonószerrel oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 375 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján 10b. ábra Cr 750 Zn ,5 5 lignit m/m% 7,5 10 Cr 750 Zn 750 A Cr és Zn Lakanen-Erviö (LE) féle kivonószerrel oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 750 mg/kg fémkezelés esetében a modell alapján 67

68 Cr, Zn LE-vel oldható elemtartalma mg/kg Cr, és Zn-kezelés mg/kg 10c. ábra lignit m/m% A Cr és Zn Lakanen Erviö (LE) féle kivonószerrel oldható elemtartalma a lignit dózis függvényében 1500 mg/kg fémkezelés (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) esetében a modell alapján Az analitikai eredmények alapján már az 5 m/m% lignit szignifikánsan csökkenti a desztillált víz oldható elemtartalmat mind a három fém esetében. 750 mg/kg fémkezeléseknél a Cr-t 88%-kal, Pb-t 72%-kal, Zn-t 12%-kal, a 10 m/m% lignit pedig a Cr mobilitását további 8%-kal, az Pb-ét 13%-kal és a Zn-ét 42%-kal csökkenti. Az acetát pufferes kivonatban az 5 m/m% lignit 78%-kal csökkenti a Cr mobilitását, az Pb-ét 49%- kal a Zn-ét pedig 18%-kal. A 10 m/m% lignit pedig a Cr mobilitását további 13%-kal, az Pb-t 17%-kal és a Zn-t 31%-kal csökkenti. A Lakanen-Erviö féle kivonatban az 5 m/m% lignit 64 %-kal csökkenti a Cr, 6%-kal pedig a Zn mobilitását. A 10 m/m% lignit a Cr mobilitását további 8%-kal, a Zn-ét 19%-kal csökkenti. Az Pb-ra csak a 10 m/m% lignitnek van stabilizáló hatása, de az is csupán körülbelül 10%-kal csökkenti az Pb mobilitását. A 750 mg/kg komplex fémkezelések, és a lignit 5 m/m%-os dózisa esetében a különböző fémfrakciók elemtartalmának változását az összes elemtartalom százalékában a 8. táblázat szemlélteti. 68

69 8. táblázat Az I. kísérlet eredményei alapján a 750 mg/kg komplex fémkezelések, és a lignit 5 m/m%- os dózisa esetében a desztillált vizes, acetát pufferes és Lakanen-Erviö féle kivonatok elemtartalma az összes elemtartalom százalékában Lignit m/m% Királyvízzel oldható összes elemtartalom Desztillált vízzel oldható elemtartalom Acetát pufferrel oldható elemtartalom Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható elemtartalom Cr % , ,7 2,8 8, ,3 1,4 7,7 Pb % , , Zn % A kapott eredmények összhangban vannak a szakirodalmi adatokkal (Kühner et al., 1989; Vadász, 1997; Vermes és Kádár, 2002), azaz a lignit, képes csökkenteni a nehézfémek mobilitását. 69

70 Az alkalmazott nehézfémek és a lignit talajmikrobiótára gyakorolt hatásának értékelése A DISITOBI modell paramétereit, valószínűségi szintjeit és determinációs koefficiens értékeit a 9. táblázat tartalmazza. 9. táblázat A talajmikrobiológiai, -biokémiai mutatókhoz tartozó DISITOBI modell paraméterek, valószínűségi szintek és a determinációs koefficiensek Paraméter Invertáz enzimaktivitás Teljes mikrobiális aktivitás Mikrobiális biomassza-c XXX=p<0,01; XX=p<0,05; X=p<0,10 Összes PLFA Összes PLFA X B0-88,6472 XXX 818,0972 XXX 328,0222 XXX 134,3389 XXX 81,1853 XXX B1 (L) 19,1830 XX -56,2221 X -26,9061-9,0185-6,7580 B2 (Pb) 0,0011-0,2618 X -0,1215 0,0951 0,0610 B3 (Zn) 0,0476-0,3300-0,0708 XXX 0,0593 0,0733 B4 (Cr) 0,1510 XXX -0,8538 XXX -0,1456 XX -0,1228 XXX -0,0882 XXX B5 (LxPb) -0,0009-0,0040 0,0036-0,0018-0,0008 B6 (LxZn) -0,0061-0,0014-0,0074 0,0057 X 0,0031 B7 (ZnxPb) 0,0001 0,0000-0,0000 0,0000 0,0000 B8 (LxCr) -0,0152 XX 0,0340 XXX 0,0376 XXX 0,0118 XXX 0,0080 XXX B9 (CrxPb) -0,0001 XX 0,0000-0,0001 0,0000 0,0000 B10 (CrxZn) -0,0001 X 0,0002 XXX 0,0001 0,0000 0,0000 B11 (L 2 ) 0,3493 4,3352 XX -0,0462-0,1237-0,0068 B12 (Pb 2 ) 0,0000 0,0001 X 0,0001 XX -0,0001 XXX -0,0001 XXX B13 (Zn 2 ) 0,0000 0,0001 0,0001 X -0,0001 XXX -0,0001 XXX B14 (Cr 2 ) -0,0000 0,0002 XXX -0,0000 0,0000 0,0000 R 2 (%) 73,6 75,2 70,8 63,0 75,9 PLFA X azon foszfolipid-zsírsavak összes koncentrációja, melyek esetében a modell igazoltnak tekinthető (R 2 70 %) Invertáz enzimaktivitás A modell alapján a lignit (p<0,05) és a Cr (p<0,01) lineáris hatása statisztikailag igazolható az invertáz enzimaktivitásra, továbbá érvényesül a LxCr (p<0,05), a CrxPb (p<0,05), és CrxZn (p<0,10) párkölcsönhatás is. Kvadratikus eleme egyik változónak sincsen (R 2 =73,6%) (9. táblázat). 70

71 invertáz enzimaktivitás mg glükóz/g talaj/24 óra invertáz enzimaktivitás mg glükóz/g talaj/24 óra Fémkezelés mg/kg Cr-kezelés mg/kg A lignit önmagában növeli az (akkumulált) invertáz enzimaktivitást (11. ábra), de ez a serkentő hatás kisebb a 750 mg/kg fémkezeléseknél, és az 1500 mg/kg kezelések esetében már nem érvényesül. Ez a tendencia a LxCr párkölcsönhatás vizsgálatánál is mutatkozik (12. ábra). A negatív hatás csökkentése származhat abból, hogy a lignit a Cr-só jelenlétében növeli a modell-talaj kémhatását (12.3. melléklet), pozitívan hatva ezzel az invertáz enzimaktivitásra, illetve származhat abból is, hogy csökkenti a Cr mobilis koncentrációjának nagyságát. A Cr-kezelés egyértelműen negatív hatással van az invertáz enzimaktivitásra, feltételezhetően az előbb leírtak miatt (kémhatásváltozás, mobilis Cr koncentráció), valamint a CrxZn és a CrxPb párkölcsönhatások is befolyásolják azt. A Znés az Pb-kezeléseknek önmagukban nincsen statisztikailag igazolható hatásuk, a párkölcsönhatások során a Cr-kezelés domináns negatív hatása a meghatározó (13. ábra). 11. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A lignit hatása az invertáz enzimaktivitásra a fémkezelések függvényében a modell alapján 12. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A Cr hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében az invertáz enzimaktivitásra a modell alapján 71

72 invertáz enzimaktivitás mg glükóz/g talaj/24 óra Pb, és Zn-kezelés mg/kg 13. ábra Pb;Zn 750 Pb 1500 Zn Cr-kezelés mg/kg Pb 1500 Pb;Zn 750 Zn 1500 A Zn és Pb hatása (a másik fém 750 mg/kg koncentrációja és a lignit 5m/m%-a mellett) a Cr függvényében az invertáz enzimaktivitásra a modell alapján A vizsgálati eredmények alapján a 0 m/m%-ról 5 m/m%-ra növelt lignit (fémek 750 mg/kg) 1,7x10 2 -szeresére, a 10 m/m%-ra növelt pedig 1,9x10 2 -szeresére növeli az invertáz enzimaktivitást (az 5m/m% és a 10 m/m% dózis között szignifikáns különbség nem volt). Az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig) az 5 m/m%-os lignit dózis növelés (2,5m/m%-ról 7,5 m/m%-ra) az invertáz enzimaktivitást kis Cr koncentrációnál (375 mg/kg) szignifikánsan növeli, nagy Cr koncentrációnál (1125 mg/kg) azonban már nem. Az Pb és a Zn esetében függetlenül a fémkoncentrációktól, a lignitnek szignifikáns serkentő hatása van az enzimaktivitásra. A 0 mg/kg-ról 750 mg/kg-ra növelt fémkoncentrációknál (lignit 5 m/m%, a másik két fém 750 mg/kg) a Zn statisztikailag igazolható módon növeli az invertáz enzimaktivitást, míg a Cr-nak és az Pb-nak nincsen szignifikáns hatása. Amikor az egyik fémet 750 mg/kgról 1500 mg/kg-ra növeljük (lignit 5 m/m%, a másik két fém 750 mg/kg) a Cr negatív hatása szignifikáns, a Zn-é és az Pb-é viszont nem. Teljes mikrobiális aktivitás (FDA analízis) A modell alapján a Zn kivételével a többi tényező lineáris (L: p<0,10; Cr: p<0,01; Pb: p<0,10) és kvadratikus (L: p<0,05; Cr: p<0,01; Pb: p<0,10) hatása igazolható a teljes mikrobiális aktivitás változásakor. Érvényesül továbbá a LxCr, és a CrxZn párkölcsönhatás is (p<0,01) (R 2 =75,2%) (9. táblázat). A lignit önmagában kissé csökkenti a teljes mikrobiális aktivitást. Ennek magyarázata a modell torzító hatásában, illetve a lignitnek a talaj ph-ját kismértékben 72

73 teljes mikrobiális aktivitás μg fluoreszcein/g száraz talaj/óra Fémkezelés mg/kg csökkentő hatásában keresendő. A lignit serkentő hatása a 750 mg/kg, vagy a feletti fémkezelések esetében nyilvánul meg, hiszen a lignit a mobilis fémkoncentrációk csökkentésével képes csökkenteni a fémkezelések negatív hatását, valamint a fémsók jelenlétében növeli a kémhatást is (12.3. melléklet). Szembetűnő az is, hogy az 1500 mg/kg-os fémkezelések esetében a teljes mikrobiális aktivitás nagyobb, a 750 mg/kg-os fémkezelésekhez képest (14. ábra). Ez az együttes pozitív fémkezeléshatás az Pb és a Znkezelésből fakadhat (magyarázat ld. később). A Cr-kezelés egyértelműen negatív hatással van a teljes mikrobiális aktivitásra (kémhatáscsökkentés, mobilis Cr koncentráció) (15. ábra). Az Pb-kezelés hatása minimumgörbével írható le (16. ábra). A minimumgörbe részben magyarázható a modell torzító hatásával, hiszen az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig) az Pb gátló hatása kevésbé markáns, részben pedig azzal, hogy a nagyobb Pb koncentrációval hozzáadott több nitrát pozitívan hat a teljes mikrobiális aktivitásra (N forrás). (A Cr-só nitrát tartalmának hatása valószínűleg a Cr igen toxikus volta miatt nem tud érvényesülni.) A CrxZn párkölcsönhatás esetében a nagy Cr koncentráció negatív hatását a Zn jelenléte csökkenti (17. ábra). Ennek magyarázata az lehet, hogy a Zn-nek, mint nyomelemnek jelentős pozitív szerepe van a talajmikrobióta anyagcserében. 14. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A lignit hatása a teljes mikrobiális aktivitásra a fémkoncentrációk függvényében a modell alapján 73

74 teljes mikrobiális aktivitás μg fluoreszcein/g száraz talaj/óra teljes mikrobiális aktivitás μg fluoreszcein/g száraz talaj/óra teljes mikrobiális aktivitás μg fluoreszcein/g száraz talaj/óra Cr-kezelés mg/kg Pb-kezelés mg/kg Zn-kezelés mg/kg 15. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, ábra A Cr hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében a teljes mikrobiális aktivitásra a modell alapján ,5 5 lignit m/m% 7, ábra Az Pb hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében a teljes mikrobiális aktivitásra a modell alapján Cr-kezelés mg/kg A Zn hatása (Pb 750 mg/kg koncentrációja és a lignit 5m/m%-a mellett) a Cr függvényében a teljes mikrobiális aktivitásra a modell alapján 74

75 A vizsgálati eredmények alapján a 0 m/m%-ról 5 m/m%-ra növelt lignit (fémek 750 mg/kg) csökkenti, a 10 m/m%-ra növelt pedig növeli a teljes mikorbiális aktivitást. Az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig) a lignit hatása az 5 m/m%-os dózis növeléskor (2,5m/m%-ról 7,5 m/m%-ra) a nagy Cr koncentrációk esetében (1125 mg/kg) szignifikánsan pozitív, kis Cr koncentrációknál (375 mg/kg) viszont negatív. Az Pb és a Zn esetében ilyen összefüggés nem tapasztalható. Amikor a három fém közül valamelyik koncentrációját 0 mg/kg-ról 750 mg/kg-ra növeljük (lignit 5 m/m%, a másik két fém 750 mg/kg) a fémek negatív hatása statisztikailag igazolható. Ha a három fém közül az egyik koncentrációját 750 mg/kg-ról 1500 mg/kg-ra növeljük (lignit 5 m/m %, a másik két fém 750 mg/kg) az Pb és a Zn nem, a Cr viszont szignifikánsan csökkenti a teljes mikrobiális aktivitást. Mikrobiális biomassza-c Annak ellenére, hogy a szakirodalom alapján a kloroform fumigációs extrakció (CFE) módszer savas, könnyen lebomló szerves anyagokat nagy mennyiségben tartalmazó talajok esetében is alkalmazható (Vance et al., 1987; Scholle et al., 1992), 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 esne (Cmic=(Cfum- Cnfum)/k(EC)). A modell alapján a lignitnek nincsen lineáris és kvadratikus hatása a mikrobiális biomassza-c tartalom változására, viszont a LxCr (p<0,01) párkölcsönhatás érvényesül. Statisztikailag igazolható módon a Cr lineáris (p<0,05), az Pb kvadratikus (p<0,05), a Zn viszont lineáris (p<0,01) és kvadratikus (p<0,10) módon is befolyásolja a mikrobiális biomassza-c tartalmat (R 2 =70,8%) (9. táblázat). A lignit hatása csak a LxCr párkölcsönhatásban nyilvánul meg, ami nagyon hasonló a teljes mikrobiális aktivitásnál tapasztaltakkal, azaz a Cr-kezelés negatív hatását a nagy Cr koncentrációk esetében a lignit itt is tompítja (18. ábra). Ennek szintén az lehet a magyarázata, hogy a lignit a kémhatásnöveléssel (12.3. melléklet), illetve a mobilis 75

76 mikrobiális biomassza-c μg C/g talaj mikrobiális biomassza-c μg C/g talaj Cr-kezelés mg/kg Pb-kezelés mg/kg fémkoncentrációk csökkentésével képes csökkenteni a Cr-kezelés negatív hatását. A 18. ábra alapján a 375 mg/kg Cr koncentrációknál a lignit negatívan hat a mikrobiális biomassza-c tartalomra. Ennek magyarázata az is lehet, hogy a kis Cr koncentráció esetében a lignit nagyobb mértékben képes stabilizálni például a Zn-et, ami viszont, mint esszenciális elem pozitív hatással van a mikrobiális biomassza-c tartalomra (20. ábra). Az Pb hatása ez esetben is minimumgörbével írható le (19. ábra). A minimumgörbe hasonlóan a teljes mikrobiális aktivitásnál tapasztaltakkal részben magyarázható a modell torzító hatásával, hiszen az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig) az Pb gátló hatása kevésbé markáns, részben pedig azzal, hogy az Pb-só nitrát tartalmának pozitív hatása (N forrás) képes érvényesülni. (A Cr-só nitrát tartalmának valószínűleg a Cr igen toxikus volta miatt nincsen pozitív hatása.) 18. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A Cr hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében a mikrobiális biomassza-c tartalomra a modell alapján 19. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, Az Pb hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében a mikrobiális biomassza-c tartalomra a modell alapján 76

77 mikrobiális biomassza-c μg C/g talaj Zn-kezelés mg/kg 20. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A Zn hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében a mikrobiális biomassza-c tartalomra a modell alapján A vizsgálati eredmények alapján, ha a lignitet 0 m/m%-ról 5 m/m %-ra illetve 10 m/m%-ra növeljük (fémek 750 mg/kg) a mikrobiális biomassza-c tartalom szignifikánsan, közel a kétszeresére nő (az 5m/m% és a 10 m/m% között szignifikáns különbség nem volt). Az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig), ha a 2,5 m/m%-ról 7,5 m/m%-ra növeljük a lignit dózist, hasonlóan a teljes mikrobiális aktivitásnál tapasztaltakhoz, nagy Cr koncentrációkat alkalmazva (1125 mg/kg) a lignit hatása pozitív, kis Cr koncentrációnál (375 mg/kg) pedig negatív. Az Pb és a Zn esetében ilyen összefüggés nem tapasztalható. Amennyiben a fémkoncentrációt 0 mg/kg-ról 750 mg/kg-ra növeljük, az Pb és a Zn szignifikánsan csökkenti a mikrobiális biomassza-c tartalmat, a Cr-nak nincs igazolható hatása. A 750 mg/kg-ról 1500 mg/kg-ra növelt fémkoncentrációk esetében (lignit 5 m/m%, a másik két fém 750 mg/kg), a Cr hatása statisztikailag igazolható módon negatív, a Zn-é pedig pozitív, az Pb-nek nincs hatása. PLFA analízis A DISITOBI modell alapján a PLFA analízis során kimutatható összes foszfolipidzsírsavak koncentrációjának változásakor nem illeszthető a modell (R 2 =63,06%). Ha csak azon zsírsavakat összegezzük, melyek esetében a modell illeszthető, a PLFA X R 2 értéke 75,90%. A további értékeléskor, a mikrobiális biomassza változást a PLFA X alapján becsüljük, azaz ezt tekintjük az összes foszfolipid-zsírsav tartalomnak. A PLFA analízis 77

78 összes PLFA nmol/g Cr-kezelés mg/kg mindig az aktuális mikrobaközösségről ad információt (Leckie et al., 2004), míg a CFE módszerrel indirekt következtetünk a mikrobiális biomasszára (Joergensen, 1996). A modell alapján a lignit az összes PLFA X tartalom változásra gyakorolt hatása csupán a LxCr párkölcsönhatásban érvényesül (p<0,01). Míg a Cr lineárisan (p<0,01), addig az Pb és a Zn négyezetes összefüggés szerint (p<0,01) befolyásolja az összes foszfolipid-zsírsavak tartalmat (R 2 =75,90%) (9. táblázat). Habár önmagában a lignit nem gyakorol hatást az összes PLFA X tartalomra, a Crkezelés negatív hatását a lignit képes tompítani (21. ábra). Ennek magyarázata az lehet, hogy a lignit a kémhatásnöveléssel (12.3. melléklet), illetve a mobilis Cr koncentrációk csökkentésével képes tompítani a Cr-kezelés negatív hatását. Az Pb és a Zn esetében a hump-backed hatás ( enyhe emelkedés- erőteljes csökkenés) (Giller et al., 2009) figyelhető meg, azaz a PLFA analízissel kimutatott aktuális mikrobiális biomassza mennyisége bizonyos Pb és Zn fémkoncentrációig nő, utána pedig csökken (22., 23. ábrák). Ez a változás természetesen nincs összefüggésben a fémrezisztens ökotípusok aktivitásával. 21. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A Cr hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében az összes foszfolipid-zsírsav tartalomra a modell alapján 78

79 összes PLFA nmol/g összes PLFA nmol/g Pb-kezelés mg/kg Zn-kezelés mg/kg 22. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, Az Pb hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében az összes foszfolipid-zsírsav tartalomra a modell alapján 23. ábra ,5 5 lignit m/m% 7, A Zn hatása (a másik két fém 750 mg/kg koncentrációja mellett) a lignit dózis függvényében az összes foszfolipid-zsírsav tartalomra a modell alapján A vizsgálati eredmények alapján, amennyiben a lignitet 0 m/m%-ról 5 m/m%-ra, illetve 10 m/m%-ra növeljük (fémek 750 mg/kg) az összes foszfolipid-zsírsav tartalom szignifikánsan nő, de ez a 10 m/m % lignitnél sem haladja meg az 1,5-szeres növekedést. Az alternáló kezeléspároknál (1-16-ig) az 5 m/m%-os lignit dózis növelés (2,5 m/m%-ról 7,5 m/m%-ra) pozitív hatása a nagy Cr koncentrációk esetében (1125 mg/kg) szignifikáns, negatív hatás viszont a kis Cr koncentrációknál (375 mg/kg) igazolható statisztikailag. (Ez alól kivételt képeznek azok a kezeléskombinációk, ahol az Pb és a Zn koncentráció 1125 mg/kg. Ekkor ugyanis nincsen statisztikailag igazolható lignithatás.) Ha a fémkoncentrációt 0 mg/kg-ról 750 mg/kg-ra növeljük, statisztikailag igazolható a Cr negatív, az Pb és a Zn pozitív hatása (lignit 5 m/m%, a másik két fém 750 mg/kg). Ha 79