Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira és a növényi elemfelvételre tenyészedény-kísérletben

AGROKÉMIA ÉS TALAJTAN 58 (2009) 1 105 120 Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira és a növényi elemfelvételre tenyészedény-kísérletben RÉKÁSI MÁRK és FILEP TIBOR MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest Bevezetés A Magyarországon üzemelő szennyvíztisztító telepeken évente képződő szennyvíziszap szárazanyag-mennyisége 150 160 ezer tonna. Ez az érték 2015-re várhatóan 350 400 ezer tonnára növekszik (ÖTVÖS, 2006). A keletkező iszapmennyiség egyik elhelyezési módja a szabadföldre történő kijuttatás. Az iszapok mezőgazdasági felhasználásának fontos szempontja azok toxikuselem-tartalma. A talajok toxikuselem-szennyezése rendkívül fontos kérdés, mivel a szennyvíziszap alkalmazása után évekkel is kimutatható hatásuk lehet a termesztett növényekre (CSATHÓ, 1994; SIMON et al., 2000). Ezek az elemek a saját és a talaj tulajdonságaitól függően különböző módon kötődhetnek meg a talajban. A talaj három jellemző elemfrakciója összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 roncsolással feltárt), mobilizálható (NH 4 -acetát+edta-oldható), mobilis (nem pufferelt, híg sóoldattal, pl. NH 4 NO 3 oldattal kivont) közül az utóbbi kettőnek van környezetvédelmi szempontból meghatározó szerepe. E frakciók mennyisége döntően befolyásolja a növényi felvételt (összességében a tápláléklánc szennyeződését) és a talajnedvesség (talajvíz, talajoldat) elemkoncentrációját annak ellenére, hogy a fémek, ill. káros elemek csak elenyésző hányada van vízoldható, mobilis formában a talajban. A szennyező anyagok frakcióinak aránya a talajé mellett az adott elem tulajdonságaitól is függ (KÁDÁR, 2005a; TAMÁS & FILEP, 1995; NOVOZAMSKY et al., 1993; GUPTA & ATEN, 1993). A szennyvíziszap-terhelésnek a talajra és a növényi elemfelvételre gyakorolt hatását KÁDÁR és MORVAI (2007, 2008a,b) is vizsgálta tenyészedény-kísérletben. Bemutatták a talaj összes és mobilizálható elemtartalmának, valamint az árpa termésének összefüggéseit. Ebben a munkában a fenti kísérlet kezeléseinek a talaj Cu, Zn, Co, Mn és Ni elemfrakcióinak koncentrációjára és egymáshoz való viszonyára, valamint az árpa elemfelvételére gyakorolt hatását vizsgáltuk meg. A továbbiakban bemutatjuk a vizsgált elemek néhány jellemzőjét. A réz mozgását a talaj növény rendszerben több termőhelyen is vizsgálta KÁDÁR (2008). A réz a vizsgált talajokon megkötődött a bevitel helyén, kilúgzás nem fordult elő. Savanyú talajon azonban 270 kg/ha terhelés a búza termését 2/3- Postai cím: RÉKÁSI MÁRK, MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, 1022 Budapest, Herman Ottó út 15. E-mail: rekasi@rissac.hu

106 RÉKÁSI FILEP ára csökkentette. A N-ellátás javulása esetén a Cu-felvétel megnő. Gyengén ellátott talajokon azonban ilyen esetben a föld feletti hajtás Cu-tartalma akár felére is csökkenhet, látszólagos Cu N antagonizmust mutatva (KÁDÁR & SHALABY, 1984). A kilúgzódás korlátozottsága azonban csak a szervetlen réz formára igaz. A réz főként szerves anyagokhoz kötött és ezek oldhatósága a ph emelkedésével általában nő, így a magas ph kisebb mértékben csökkenti a réz mozgékonyságát, ha a talajban jelentős a vízoldható szerves anyagok mennyisége. A nem oldékony szerves anyag a réz megkötése révén csökkenti a növények által felhasználható mennyiséget. Ezért szerves talajokon gyakori a Cu-hiány (FÜLEKY, 1999). A cink mobilitása és növények általi felvehetősége a talajban csökken a ph, a mésztartalom és a P-ellátottság emelkedésével (KÁDÁR, 2005b). ELEK és KÁDÁR (2003) mészlepedékes csernozjomon, őszi búzával beállított szabadföldi NPKkísérletében a nagyadagú P-trágyázás akár 40%-kal is csökkentette a növény Zntartalmát. Ezen a talajon az 1000 kg P 2 O 5 /ha adaggal előidézett P-túlsúlyt és a kukorica szemterméscsökkenését 40 kg/ha Zn-trágyázással lehetett ellensúlyozni (KÁDÁR & TURÁN, 2002). Az oldható szerves anyagok a cink mozgékonyságát a talajban növelik, a nem oldhatók csökkentik. A cink agyagásványokon és a Fe-, Aloxidokon is jól kötődik (KIRKBY, 2005). A kobalt a talajban a mangánban gazdag szilikátokhoz kötődik, illetve a nikkelhez hasonlóan vas- és mangánoxidokkal asszociált állapotban található. Az oxidok Co-adszorpciója és a szerves anyagok által komplex kötésbe vitt kobalt mennyisége ph = 6 felett jelentős, ami akár a Co-készlet 90%-át is elérheti. A ph csökkenésével oldhatósága nő. ph < 5 esetén Co 2+ -ionok dominálnak a talajban (KIRKBY, 2005). A nikkel felvehetőségét MOLAS és BARAN (2004) tanulmányozta tenyészedénykísérletben. Megállapították, hogy legkönnyebben a szervetlen formában adott nikkel vehető fel a növény számára és a szerves kötésben talajba juttatott nikkel felvehetőségét a komplexképző jelentősen befolyásolja. POULIK (1999) tenyészedénykísérletben kimutatta, hogy a nikkel a tesztnövények (káposzta, paradicsom) elemfelvétele alapján nem áll kölcsönhatásban a rézzel és a cinkkel, viszont a vassal erős antagonizmust figyelt meg a káposzta esetében. 168 mg/kg Ni-koncentráció (2 M HNO 3 extrakció) a vizsgált növényeket nem károsította. A talajban a nikkel szerves komplex kötésben mozog (ASHWORTH & ALLOWAY, 2004). A mangán ph > 6 értéken leginkább nem oldható Mn 4+ alakban található. Alacsonyabb ph-n Mn 2+ -ná alakul, ami könnyen felvehető. A semleges és lúgos kémhatású talajokban a mangán akár 90%-ban is szerves komplexek formájában van jelen a talajoldatban (FÜLEKY, 1999; SCHUMAN, 2005). Anyag és módszer A kísérlet beállítása. 1999-ben tenyészedény-kísérletet állítottak be a szennyvíziszap-terhelés növényekre és talajra gyakorolt hatásának tanulmányozására (KÁDÁR & MORVAI, 2007). A kísérlethez négy, az MTA TAKI kísérleti telepeiről származó talaj szántott rétegéből származó minta került felhasználásra. A talajokat a gödöllői szennyvíztisztító telep iszapszikkasztó ágyából származó városi szennyvíz-

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 107 iszappal kezelték. Az iszap előkészítése a következő módon történt: az eredetileg víztelenített iszapot 15 mm-es hálón lerostálták, majd szikkasztásra kiteregették. Ezután homogenizálás céljából 3-szor egymást követően újból lerostálták. Az iszap ph-értéke 6,08, szárazanyag-tartalma 51%, szervesanyag-tartalma 35%, Catartalma 5,4% volt. A cc. HNO 3 + H 2 O 2 oldható Zn 6157, a Cu 1885, a Cd 35, a Cr 1800 a Ni 159, a Mo 7 és a Co 9 mg/kg volt az iszapban. A légszáraz talaj (<5 mm szemcseméret) és a homogenizált iszap keveréke 10 dm 3 -es edényekbe került (10 kg talaj). Az edényeket szabadföldi körülmények között, de tető alatt helyezték el, hogy a vízellátás kontrollálható legyen. Az alkalmazott iszapterhelések a következők voltak: 0, 2,5, 5, 10 és 20 g iszap szárazanyag/kg légszáraz talaj. A kezelések száma: 4 talaj 5 terhelési szint = 20, 4 ismétlésben. A kísérlet során az öntözés ioncserélt vízzel történt, a növények vízigénye alapján. A talaj és a szennyvíziszap összekeverését követő 1 hónapos inkubációs időt követően (1999. május 3-án) edényenként 30 db tavaszi árpa magot vetettek. Ez a mennyiség megfelel az ajánlott 500 csíra/m²-nek. Az árpa betakarítása a teljes érés után, 1999. július 26-án történt. Az árpagyökerek kiszedését követően 1999. július 29-én az edényekbe borsót vetettek. Zöldborsóból a vetőmagszükséglet 1,3 millió szem/ha. Ez alapján 90%-os csírázást várva 7 db mag/edény volt a felhasznált mennyiség. A borsót a teljes érés után, 1999. október 12-én takarították be. A talajminta vételére a borsó betakarítása után, október 20-án került sor. A talajmintavétel előtt az talaj átrostálásra került a nagyobb gyökerek eltávolítása érdekében. A talaj átlagminták edényenként 20 pontmintából álltak össze. A növényekből edényenként a föld feletti rész került analízisre és termésbecslésre. A minták elemzése. A növényi elemtartalmat mikrohullámú teflonbombás cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 roncsolást követően ICP-AES módszerrel határozták meg. A talajmintákból az összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 roncsolás, MSz 21470-50:2006); a mobilizálható: 0,5 M ammónium-acetát+0,02 M EDTA-oldható (LAKANEN & ERVIÖ, 1971); és a mobilis: 1 M NH 4 NO 3 -oldható (DIN 19730, 1995) elemtartalmakat vizsgáltuk. Ez utóbbi módszer a következő: 20 g légszáraz talajhoz 50 cm³ 1 M NH 4 NO 3 -oldatot adunk, és 2 órán keresztül szobahőmérsékleten rázatjuk. A rázatás után 15 percig állni hagyjuk a szuszpenziót, majd a felülúszó részt 0,45 mikronos membránszűrőn átszűrjük úgy, hogy a szűrlet első 5 cm³-ét elöntjük. A szűrletet 1 csepp cc. HNO 3 -val savanyítjuk. Az elemkoncentrációk meghatározása minden esetben ICP-AES módszerrel történt. A talaj ph, CaCO 3 és humusz vizsgálata BARANYAI és munkatársai (1987) által ismertetett eljárásokkal történt. Eredmények és értékelésük A vizsgálathoz használt talajok néhány tulajdonságát az 1. táblázat mutatja be. A talajok kémhatásuk és fizikai féleségük alapján a következő módon tipizálhatók: Nyírlugosi Kísérleti Telep: kovárványos barna erdőtalaj, savanyú homok (Nyírség); Őrbottyáni Kísérleti Telep: karbonátos homoktalaj (Duna Tisza köze); Nagyhör-

108 RÉKÁSI FILEP 1. táblázat A tenyészedény-kísérletben alkalmazott talajminták néhány tulajdonsága (KÁDÁR & MORVAI, 2007 alapján) (2) Talajok származási helye Talajtulajdonság Nyírlugos Őrbottyán Nagyhörcsök Gyöngyös ph (H 2 O) 5,4 5,8 7,8 8,3 7,8 8,1 6,6 6,8 ph (KCl) 3,9 4,8 7,3 7,6 7,5 7,6 5,8 6,3 a) Kötöttség (K A ) 23 25 23 25 38 40 44 46 CaCO 3 % 10 13 8 10 b) Agyag (< 0,002 mm, %) 3 4 4 5 20 24 40 45 c) Humusz % 0,5 0,8 0,6 0,8 2,6 3,0 3,0 3,5 csöki Kísérleti Telep: mészlepedékes csernozjom vályogtalaj (Mezőföld); Gyöngyös/Tasspusztai Kísérleti Telep: barna erdőtalaj, savanyú vályog (Mátraalja). A 50/2001. Korm. rendeletben rögzített, a szennyvíziszapban megengedett mezőgazdasági felhasználásra vonatkozó határértékeket a Zn 2,5-szeresen a Cu 1,9- szeresen lépte túl, a Co, Mn a Ni határérték alatt maradt. A szennyvíziszappal az egyes kezelésekben kijuttatott, a vizsgált elemekre vonatkozó hektárra vetített terhelési értékeket a 2. táblázat mutatja be. Látható, hogy a kijuttatott iszappal mind a négy határértékkel szabályozott elem meghaladta az 50/2001. Korm. rendeletben rögzített értékeket. Ezért a kezelések a gyakorlatban törvényesen nem alkalmazható, extrém módon terhelték a talajt. A vizsgálatokhoz ennek ellenére azért használták ezt az iszapot, mert a megengedhető határértékeket meghaladó elemkoncentrációk és terhelések esetén várhatóan markánsabban mutatkoznak meg az egyes elemfrakciók arányaira és alakulására gyakorolt hatások, mint az alacsonyabb terheléseknél. A mobilis, NH 4 NO 3 -oldható elemtartalmak változásának megértéséhez szükséges az iszap egyéb talajparaméterekre gyakorolt hatásának ismerete is. Ennek érdekében vizsgálat tárgyát képezte a talajok ph-értékének, humusztartalmának és karbonáttartalmának változása a terhelés függvényében (3. táblázat). A szennyvíziszap csak a két homoktalaj ph (H 2 O) értékét befolyásolta kis mértékben, de szigni- Elem 2. táblázat A szennyvíziszappal kijuttatott elemterhelések, kg/ha (2) Határérték (3) Terhelési szintek (g iszap szárazanyag/kg talaj) kg/ha/év 2,5 5 10 20 Zn 30 46 92 185 369 Cu 10 14 28 57 113 Ni 2 1,2 2,4 4,8 9,5 Co 0,5 0,07 0,14 0,27 0,54 Mn 3 6 13 25 Megjegyzés: a határérték az 50/2001. Korm. rendelet éves terhelésre vonatkozó adatai

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 109 3. táblázat A tenyészedény-kísérletben alkalmazott iszapkezelések hatása a talajok ph(h 2 O) értékére, CaCO 3 - és humusztartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 (3) SzD 5% (4) Átlag ph (H 2 O) Nyírlugos 5,9 5,8 5,8 6,1 6,2 5,9 Őrbottyán 7,8 7,8 7,8 7,7 7,4 0,2 7,7 Nagyhörcsök 7,8 7,8 7,8 7,7 7,7 7,8 Gyöngyös 6,9 6,8 6,9 6,9 6,9 6,9 a) Átlag 7,1 7,1 7,1 7,1 7,1 0 7,1 CaCO 3 % Nyírlugos 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 Őrbottyán 13,1 13,3 12,7 13,1 12,5 0,6 12,9 Nagyhörcsök 8,3 8,5 8,4 8,7 8,5 8,5 Gyöngyös 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 a) Átlag 5,4 5,4 5,3 5,5 5,2 0,4 5,4 Humusz % Nyírlugos 0,8 0,8 0,8 0,9 1,0 0,9 Őrbottyán 0,8 0,8 0,8 0,9 1,0 0,2 0,9 Nagyhörcsök 2,9 3,0 3,0 3,2 3,3 3,1 Gyöngyös 3,6 3,5 3,6 3,7 3,7 3,6 a) Átlag 2,0 2,0 2,0 2,2 2,3 0,1 2,1 fikánsan. Az iszap a savanyú homoktalaj ph-értékét 5,9-ről 6,2-re emelte. A karbonátos homoktalaj ph-értéke viszont 7,8-ról 7,4-re csökkent. A talajok karbonáttartalmát az iszap nem befolyásolta. A humusztartalom szignifikánsan emelkedett a két homoktalajban (0,8%-ról 1%-ra). A nagyhörcsöki talajon is statisztikailag igazolhatóan 0,4% értékkel nőtt a humusz mennyisége a legnagyobb iszapkezelés hatására és 3,3%-ot ért el. A vizsgált elemek mobilis frakcióinak koncentráció-változása nem egységesen növekvő a terhelés függvényében. A mért koncentrációk gyakran a méréshatár közelébe estek és bizonyos elemeknél (pl. Hg, Se) a méréshatárt sem érték el. Ez az NH 4 NO 3 kivonás alkalmazása ellen szólhat az ilyen jellegű vizsgálatokban. 4. táblázat A növények föld feletti részével kivont elemek mennyisége a szennyvíziszappal kijuttatott elemtartalmak %-ában (az összes kezelés átlaga) Talajok Cu Zn Mn Ni Co Nyírlugos 0,27 0,38 5,89 0,28 0,21 Őrbottyán 0,31 0,45 4,63 0,24 0,21 Nagyhörcsök 0,44 0,95 9,42 0,71 0,40 Gyöngyös 0,38 1,22 28,33 0,64 0,51

110 RÉKÁSI FILEP A növények eltávolításával átlagosan az iszappal kijuttatott Cu 0,4, a Zn 0,8, a Mn 12, a Ni 0,5 és a Co 0,3%-át vontuk ki a talajból (4. táblázat). A talajok kémiai tulajdonságai jelentősen befolyásolják a növények által kivont elemek mennyiségét. A mangán kivételével a többi elemnél a növényi felvétel elhanyagolható a kijuttatott mennyiséghez viszonyítva. Azonban a Mn esetében is a felvett mennyiség a talaj összes Mn készletének csupán ezredrésze. A kobalt mobilis frakciója a két kötött talajon méréshatár alatt maradt minden terhelési szinten (5. táblázat). Ez feltételezhetően annak köszönhető, hogy a kobalt a vas- és mangán-oxidokhoz, valamint a szerves anyaghoz jól kötődik, így ezek a viszonylag magas humusz- és kolloidtartalmú talajok az iszap Co-tartalmát megkö- 5. táblázat Városi szennyvíziszap-terhelések hatása a tenyészedény-kísérlet talajainak és a tavaszi árpának a Co-tartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 A. Co-terhelés, μg Co/kg talajra 0 23 45 90 180 (3) SzD 5% (4) Átlag B. A talaj mobilis (NH 4 NO 3 -oldható) Co-tartalma, μg Co/kg talaj Nyírlugos 67 66 55 25 22 34 47 Őrbottyán 4 5 6 6 9 2 6 Nagyhörcsök <kh <kh <kh <kh <kh Gyöngyös <kh <kh <kh <kh <kh a) SzD 5% 30 b) Átlag 36 36 31 16 16 27 C. A talaj összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 oldható) Co-tartalma (mg Co/kg talaj) Nyírlugos 3,0 3,1 3,0 3,1 3,0 0,2 3,0 Őrbottyán 3,6 3,5 3,5 3,6 3,5 0,3 3,5 Nagyhörcsök 10,2 9,9 9,8 9,5 9,8 0,2 9,8 Gyöngyös 15,0 15,0 14,5 15,0 14,9 0,6 14,9 a) SzD 5% 0,6 b) Átlag 8,0 7,8 7,7 7,8 7,8 7,8 D. A talaj mobilizálható (ammónium-acetát+edta-oldható) Co-tartalma (mg Co/kg talaj) Nyírlugos 0,40 0,36 0,31 0,32 0,33 0,06 0,3 Őrbottyán 0,34 0,35 0,35 0,36 0,35 0,02 0,4 Nagyhörcsök 0,83 0,89 0,95 0,77 0,85 0,11 0,9 Gyöngyös 2,72 3,02 2,65 2,68 2,63 0,33 2,7 a) SzD 5% 0,20 b) Átlag 1,07 1,15 1,07 1,03 1,04 1,07 E. Árpaszem Co-tartalma (mg Co/kg) Nyírlugos 0,132 0,116 0,076 0,070 0,045 0,037 0,088 Őrbottyán <kh <kh <kh <kh <kh Nagyhörcsök <kh <kh <kh <kh <kh Gyöngyös <kh <kh <kh <kh <kh Megjegyzés: kh = kimutatási határ

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 111 tötték. A két homoktalajon viszont mérhető volt a Co-mennyiség változása. A karbonátos homoktalajon az NH 4 NO 3 -oldható Co szignifikánsan, több mint duplájára nőtt, mert az eredeti koncentráció alacsony volt, így az iszap szignifikánsan növelhette azt, továbbá a ph csökkenése is hozzájárult az oldhatóság növekedéséhez. Így átlagosan a kijuttatott Co 3,4%-a jelent meg mobilis formában. A savanyú, magasabb Co-tartalmú nyírlugosi talajon viszont harmadára csökkent a mobilis Comennyiség. Ennek a hátterében az iszap által okozott ph-emelkedés állhat. Ezzel párhuzamosan az árpaszem Co-tartalma is egyharmadára csökkent a kontrollhoz képest ezen a talajon. Az összes és mobilizálható Co-frakció esetében bizonyos kezelések között szignifikáns különbség van ugyan, ez azonban nem tükrözi az 6. táblázat Városi szennyvíziszap-terhelések hatása a tenyészedény-kísérlet talajainak és a tavaszi árpának a Ni-tartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 A. Ni-terhelés, μg Ni/kg talajra 0 398 795 1590 3180 (3) SzD 5% (4) Átlag B. A talaj mobilis (NH 4 NO 3 -oldható) Ni-tartalma, μg Ni/kg talaj Nyírlugos 34 94 120 121 182 49 110 Őrbottyán 9 9 11 22 59 7 22 Nagyhörcsök 9 9 9 9 11 8 9 Gyöngyös 44 48 52 63 75 7 56 a) SzD 5% 44 b) Átlag 24 40 48 54 82 50 C. A talaj összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 oldható) Ni-tartalma (mg Ni/kg talaj) Nyírlugos 6 7 7 8 9 1 7 Őrbottyán 9 9 9 9 11 2 9 Nagyhörcsök 28 27 28 27 29 1 28 Gyöngyös 35 35 36 37 38 2 36 a) SzD 5% 1,4 b) Átlag 20 20 20 20 22 20 D. A talaj mobilizálható (ammónium-acetát+edta-oldható) Ni-tartalma (mg Ni/kg talaj) Nyírlugos 0,1 0,3 0,3 0,7 1,1 0,2 1 Őrbottyán 0,4 0,5 0,5 0,9 1,3 0,1 1 Nagyhörcsök 1,8 2,0 2,2 2,2 2,7 0,2 2 Gyöngyös 6,8 7,2 7,3 7,7 7,8 0,5 7 a) SzD 5% 0,3 b) Átlag 2,3 2,5 2,6 2,9 3,2 2,7 E. Árpaszem Ni-tartalma (mg Ni/kg) Nyírlugos 0,29 0,38 0,36 0,39 0,48 0,14 0,38 Őrbottyán 0,28 0,13 0,10 0,13 0,14 0,26 0,16 Nagyhörcsök 0,20 0,18 0,32 0,15 0,25 0,17 0,22 Gyöngyös 0,21 0,30 0,19 0,20 0,20 0,12 0,22 a) SzD 5% 0,15 b) Átlag 0,24 0,25 0,24 0,22 0,27 0,24

112 RÉKÁSI FILEP iszapterhelés trendjét. Ha az elemfrakciók egymáshoz való arányát vizsgáljuk, azt tapasztaljuk, hogy a savanyú homoktalajon a mobilis frakció mobilizálhatóból való részesedése nyolcszorosa (13,5%), mint a karbonátos homoknál tapasztalt érték. Ez is tükrözi a ph-nak a kobalt oldatóságában betöltött szerepét. A Ni mobilis frakciója csak a karbonátos vályogtalajon nem mutatott szignifikáns növekedési trendet (6. táblázat). Itt a semleges ph és a magas kolloidtartalom miatt nem nőtt a mobilis frakció nagysága. A többi vizsgált talajon viszont az alacsony ph és/vagy a kolloidok kis mennyisége nagyobb oldékonyságot eredményezett, így a terhelés függvényében nőtt az NH 4 NO 3 -oldható nikkel koncentrációja. A kijuttatott Ni-terhelésnek savanyú homoktalajon 9, míg az őrbottyáni és gyöngyösi 7. táblázat Városi szennyvíziszap-terhelések hatása a tenyészedény-kísérlet talajainak és a tavaszi árpának a Mn-tartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 A. Mn-terhelés, mg Mn/kg talajra 0 1,05 2,1 4,2 8,4 (3) SzD 5% (4) Átlag B. A talaj mobilis (NH 4 NO 3 -oldható) Mn-tartalma, mg Mn/kg talaj Nyírlugos 22,6 18,7 16,3 9,1 7,1 3,5 14,8 Őrbottyán 2,1 2,2 2,6 2,4 2,8 0,3 2,4 Nagyhörcsök 1,4 1,3 1,6 2,1 1,6 0,3 1,6 Gyöngyös 15,4 18,5 19,1 19,4 17,3 4 17,9 a) SzD 5% 4,7 b) Átlag 10,4 10,2 9,9 8,3 7,2 9,2 C. A talaj összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 oldható) Mn-tartalma (mg Mn/kg talaj) Nyírlugos 205 206 204 204 191 17 202 Őrbottyán 336 321 312 318 304 17 318 Nagyhörcsök 699 687 716 689 698 20 698 Gyöngyös 997 1004 959 978 962 42 980 a) SzD 5% 39 b) Átlag 559 554 548 547 538 549 D. A talaj mobilizálható (ammónium-acetát+edta-oldható) Mn-tartalma (mg Mn/kg talaj) Nyírlugos 42 35 31 31 33 6 34 Őrbottyán 91 94 95 96 92 3 93 Nagyhörcsök 197 205 217 187 200 18 201 Gyöngyös 316 336 311 313 308 25 317 a) SzD 5% 16 b) Átlag 161 167 163 157 158 161 E. Árpaszem Mn-tartalma (mg Mn/kg) Nyírlugos 37 30 27 28 22 5 29 Őrbottyán 16 17 17 15 14 2 16 Nagyhörcsök 18 16 17 17 15 1 16 Gyöngyös 14 15 14 14 15 2 15 a) SzD 5% 3 b) Átlag 21 20 19 19 16 19

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 113 talajon csak 1%-a jelent meg mobilis formában. Az árpaszem Ni-tartalma csak a savanyú homokon mutatott szignifikáns növekedést. A nikkel összes" és ammónium-acetát+edta-oldható frakciója mindegyik vizsgált talajon szignifikánsan nőtt. Ahogyan a kobalt esetében is, a legnagyobb arányban a savanyú homoktalajon volt mobilis formában a nikkel: a mobilizálható frakció negyede könnyen oldható volt. Az oldhatóságot a nikkel esetében is a kolloidtartalom befolyásolta leginkább, mert a két kötött talajon volt a legkisebb ez az arány. Viszont a savanyú vályogtalaj öszszes" Ni-frakcióján belül a legnagyobb (20%) a mobilizálható rész aránya. Ez háromszorosa a többi talajon tapasztalt értéknek. A mangán mobilis frakciójának változása csak a két homoktalajon változott a terhelés növekedésével (7. táblázat). A karbonátos homoktalajon a koncentráció nőtt, míg a savanyú homokon egyharmadára csökkent. Ez utóbbit magyarázhatja a talaj ph-értékének szignifikáns (0,3 értékű) emelkedése, ami a mangán oldhatóságának csökkenését okozta. Ez megmutatkozott az árpaszem Mn-tartalmában is, amely 40%-kal csökkent a kontrollkezeléshez viszonyítva ezen a talajon, míg a másik három talajon nem volt szignifikáns változás. A karbonátos homoktalajon viszont átlagosan a kijuttatott mangán 12%-a jelent meg mobilis formában a talajban. Átlagosan a két savanyú talajon volt a legmagasabb a mobilis Mn-mennyiség. A legnagyobb arányban azonban a savanyú homoktalajon volt könnyen oldható formában a mangán: a mobilis frakció átlagosan a mobilizálható 42, és az összes 7%-át tette ki. A kijuttatott Mn-mennyiség növekedésével a mobilis frakció aránya egyre kisebbé vált, közel egyharmadára csökkent ezen a talajon. A talajok mobilis Cu-tartalma a savanyú vályogtalaj kivételével statisztikailag igazolhatóan, tendenciaszerűen nőtt a növekvő terheléssel (8. táblázat). A gyöngyösi talajon is megfigyelhető növekedés, de ez nem szignifikáns. A savanyú homoktalajon azonban ennél az elemnél is kiugró növekedés tapasztalható: a kontroll és a 20 g iszap szárazanyag/kg talaj terhelés között 37-szeres különbség adódott. Ez az árpaszem Cu-koncentrációjában is megmutatkozott: a legnagyobb arányú növekedés a savanyú homoktalajon következett be, míg a legkisebb koncentrációk a két kötöttebb, egyben legnagyobb humusztartalmú talajon voltak (KÁDÁR & MORVAI, 2007). Így az alacsony koncentráció az árpaszemben magyarázható a szerves anyag erős Cu-megkötésével. A legnagyobb arányban a réz is a két homoktalajon volt a legmobilisabb: a mobilizálhatóból átlagosan 5, az összes frakcióból 2% volt a mobilis frakció részesedése. Az iszapterhelés növekedésével nőtt a mobilis frakció aránya ezeken a talajokon. A két homoktalajon átlagosan közel 2, míg a karbonátos vályogon 0,4%-ban jelent meg az iszappal kijuttatott réz az NH 4 NO 3 -oldható elemfrakcióban. A talaj mobilis Zn-tartalma csak a nagyhörcsöki karbonátos vályogtalajon nem nőtt a kezelések hatására, ami igazolja KÁDÁR (1995) megállapítását, miszerint ezen a talajon a cink nem mobilis, kilúgzódása nem igazolható (9. táblázat). Az árpaszem Zn-tartalma viszont minden talajon szignifikánsan emelkedett. A legnagyobb mértékű növekedés (2,3-szeres) a savanyú homoktalajon következett be a kontroll- és a legnagyobb kezelés arányát tekintve (KÁDÁR & MORVAI, 2007), ahol a mobilis elemtartalom növekedése szintén a legnagyobb (8,7-szeres) mértékű volt. Ez az eredmény várható is volt, hiszen a cink oldhatóságát mind az alacsony ph,

114 RÉKÁSI FILEP 8. táblázat Városi szennyvíziszap-terhelések hatása a tenyészedény-kísérlet talajainak és a tavaszi árpának a Cu-tartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 A. Cu-terhelés, μg Cu/kg talajra 0 4713 9425 18850 37700 (3) SzD 5% (4) Átlag B. A talaj mobilis (NH 4 NO 3 -oldható) Cu-tartalma, μg Cu/kg talaj Nyírlugos 17 101 134 389 633 88 255 Őrbottyán 110 222 254 437 906 78 386 Nagyhörcsök 21 45 42 96 179 28 77 Gyöngyös 23 20 128 50 120 142 68 a) SzD 5% 158 b) Átlag 43 97 140 243 460 196 C. A talaj összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 oldható) Cu-tartalma (mg Cu/kg talaj)* Nyírlugos 5 7 9 12 20 4 11 Őrbottyán 9 12 13 19 34 13 17 Nagyhörcsök 17 23 25 27 41 5 27 Gyöngyös 27 30 37 42 56 4 38 a) SzD 5% 6 b) Átlag 14 18 21 25 38 23 D. A talaj mobilizálható (ammónium-acetát+edta-oldható) Cu-tartalma (mg Cu/kg talaj)* Nyírlugos 1 3 3 8 11 4 5 Őrbottyán 2 4 4 9 15 4 7 Nagyhörcsök 3 4 5 8 16 2 7 Gyöngyös 6 9 12 15 16 3 12 a) SzD 5% 2 b) Átlag 3 5 6 10 14 8 E. Árpaszem Cu-tartalma (mg Cu/kg)* Nyírlugos 6,3 8,4 9,4 9,3 10,9 1,2 8,8 Őrbottyán 7,7 8,7 8,9 8,7 9,4 1,0 8,7 Nagyhörcsök 6,2 6,2 6,6 7,1 7,7 0,6 6,8 Gyöngyös 5,5 5,8 6,3 6,7 7,7 0,4 6,4 a) SzD 5% 0,9 b) Átlag 6,4 7,3 7,8 8,0 8,9 7,7 Megjegyzés: * Adatok KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján mind az alacsony agyagtartalom növeli. A mobilis Zn-frakció a másik két frakció kevesebb, mint 1%-át tette ki a vizsgált talajokon a savanyú homok kivételével. Ez utóbbi talajon az összes frakció 6%-a és a mobilizálható 20%-a mobilis volt. A legnagyobb arányban a savanyú homokon került mobilis frakcióba a kijuttatott Zn: átlagosan 9%-ot ért el. A legkisebb iszapterhelésnél azonban ez az arány ~20% volt. Az összes talaj és terhelési szint figyelembevételével a mobilis frakció összes elemtartalomból való részesedése alapján a vizsgált elemek között a következő sorrend állítható fel: Mn > Zn > Cu > Ni = Co. Tehát a legmozgékonyabb elem a

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 115 9. táblázat Városi szennyvíziszap-terhelések hatása a tenyészedény-kísérlet talajainak és a tavaszi árpának a Zn-tartalmára (2) Iszapterhelés (g iszap szárazanyag/kg talaj) Talajok 0 2,5 5 10 20 A. Zn-terhelés, mg Zn/kg talajra 0 15 31 62 123 (3) SzD 5% (4) Átlag B. A talaj mobilis (NH 4 NO 3 -oldható) Zn-tartalma, mg Zn/kg talaj Nyírlugos 0,27 3,05 3,90 2,44 2,32 1,52 2,40 Őrbottyán 0,04 0,02 0,04 0,10 0,24 0,04 0,09 Nagyhörcsök 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 0,10 0,02 Gyöngyös 0,02 0,05 0,05 0,08 0,17 0,08 0,08 a) SzD 5% 1,2 b) Átlag 0,09 0,78 1,00 0,66 0,69 0,64 C. A talaj összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 oldható) Zn-tartalma (mg Zn/kg talaj)* Nyírlugos 19 27 34 82 73 50 47 Őrbottyán 21 28 30 57 95 34 46 Nagyhörcsök 60 81 90 97 131 18 92 Gyöngyös 96 105 136 150 198 15 137 a) SzD 5% 25 b) Átlag 49 60 73 96 124 80 D. A talaj mobilizálható (ammónium-acetát+edta-oldható) Zn-tartalma (mg Zn/kg talaj)* Nyírlugos 3 7 11 26 38 11 17 Őrbottyán 4 8 9 29 54 13 21 Nagyhörcsök 8 12 14 26 50 9 22 Gyöngyös 12 22 33 43 44 11 31 a) SzD 5% 5 b) Átlag 7 12 17 31 46 23 E. Árpaszem Zn-tartalma (mg Zn/kg)* Nyírlugos 36 62 70 76 87 10 66 Őrbottyán 26 36 36 42 53 4 39 Nagyhörcsök 23 29 33 38 45 3 34 Gyöngyös 35 38 41 45 54 2 43 a) SzD 5% 7 b) Átlag 30 41 45 50 60 45 Megjegyzés: * Adatok KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján Mn, míg a legjobban a Ni és Co kötődik meg a vizsgált talajokban az adott kísérleti körülmények között. Mind a négy talaj és az összes terhelési szint együttes figyelembevételével regresszióanalízist végeztünk az összes (cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 roncsolás) és mobilizálható (NH 4 -acetát+edta kivonat) elemfrakciók és az árpaszem elemtartalma között, majd ugyanezt a vizsgálatot elvégeztük a talaj mobilis elemfrakciójával is. Eredményül azt kaptuk, hogy a mangán kivételével az NH 4 NO 3 -oldható frakció adta a legszorosabb összefüggést az árpaszem elemtartalmával. A mangán esetében

116 RÉKÁSI FILEP a legmagasabb R²-értéket a mobilizálható frakcióval való regresszió adta, de ebben az esetben az egyenes meredeksége negatív volt, azaz a talaj emelkedő Mnkoncentrációja az árpaszemben csökkenő koncentrációt feltételez. A mobilis frakcióval viszont a meredekség pozitív volt, azonban az összefüggés volt gyenge. Elméleti megfontolás miatt ez utóbbit közöljük. A regressziós egyenletek a következők: [Mn] árpa = 0,35 [Mn] mobilis + 15,7 R² = 0,18* [Co] árpa = 1,44 [Co] mobilis + 0,02 R² = 0,80** [Ni] árpa = 1,57 [Ni] mobilis + 0,16 R² = 0,54*** [Cu] árpa = 4,88 [Cu] mobilis + 6,7 R² = 0,59*** [Zn] árpa = 11,3 [Zn] mobilis + 38 R² = 0,66*** [Megjegyzés: Az árpaszem Co-koncentrációja csak a nyírlugosi talajon haladta meg a méréshatárt, így a regressziós vizsgálatot csak erre a talajra végeztük el.] Eszerint az árpaszem és a talaj Co-, Ni-, Cu- és Zn-tartalmának kapcsolatát legjobban ezen elemek mobilis frakciójával jellemezhetjük. Ez a gyakran méréshatár közeli koncentrációk ellenére az 1 M NH 4 NO 3 kivonószer alkalmazhatósága mellett szól, amit több vizsgálat (SYMEONIDES & MCRAE, 1977; HE & SINGH, 1993) eredményei is megerősítenek. Összefoglalás A megengedett határértéket meghaladó fémtartalmú városi szennyvíziszapnak a kísérleti talajok (savanyú és karbonátos homok, ill. savanyú agyagos vályog és karbonátos vályog) Co, Ni, Mn, Cu és Zn frakcióira (mobilis: 1M NH 4 NO 3 -oldható, mobilizálható: ammónium-acetát+edta-oldható, összes : cc. HNO 3 +cc. H 2 O 2 roncsolás) és a tavaszi árpa szemtermésének elemtartalmára gyakorolt hatását vizsgáltuk tenyészedény-kísérletben. Az alkalmazott iszapterhelések a következők voltak: 0, 2,5, 5, 10 és 20 g iszap szárazanyag/kg légszáraz talaj. Az 5 iszapkezelés 4 talaj = 20 kezelés 4 ismétlés = 80 edényszámot tett ki. A kapott eredményeket az alábbiakban foglaljuk össze: A talaj elemfrakciói és az árpaszem elemtartalma között regresszió-analízist végezve megállapítottuk, hogy az árpaszem és a talaj Co-, Ni-, Cu- és Zntartalmának kapcsolatát legjobban ezen elemek mobilis frakciójával jellemezhetjük. Az iszappal kijuttatott elemek elenyésző hányada jelenik csak meg mobilis formában a talajban. Az eredmények azt mutatták, hogy minél gazdagabb a talaj a vizsgált elemekben, annál kisebb hányaduk van mobilis formában. A legnagyobb arányban a kijuttatott nikkel jelent mobilis elemként, átlagosan 3%-ban. A vizsgált elemek a Co és Mn kivételével a legnagyobb arányban a két homoktalajon, elsősorban a savanyú homokon voltak a mobilis frakcióban. A nyírlugosi talajon a legkisebb terheléssel kijuttatott Zn 19%-ban NH 4 NO 3 -oldható formában jelent meg. A vizsgált elemek sorrendje a talajokon való megkötődés erőssége szerint a következő volt az adott kísérleti feltételek mellett: Mn > Zn > Cu > Ni = Co. Az iszap ph-növelő hatásának eredményeképpen a vizsgált savanyú homoktalaj mobilis Co- és Mn-tartalma harmadára csökkent annak ellenére, hogy az ösz-

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 117 szes elemtartalom nem változott szignifikánsan. Ez a csökkenés az árpaszem Coés Mn-tartalmában is megmutatkozott. Ezért az iszapok szabadföldre történő elhelyezésénél az iszap elemtartalmán túl figyelembe kell venni egyéb paramétereit (ph, CaCO 3 %, szerves anyag) is, mert azok a talaj tulajdonságait és ezen keresztül a szennyező elemek oldódását befolyásolhatják. A fenti megállapítások megnyugtatóak a szennyvíziszapok mezőgazdasági hasznosítása szempontjából, de miután a kísérleti eredményeket extrém elemterhelés mellett kaptuk, hasonló munka elvégzése javasolható megengedett elemkoncentrációjú szennyvíziszappal is. Kulcsszavak: szennyvíziszap, talaj mobilis elemfrakció, növényi felvétel, tenyészedény-kísérlet Ez a munka a CRO-13/06 számú TéT és 68665 számú OTKA pályázat támogatásával valósult meg. Irodalom 50/2001. (IV. 3.) Korm. rend. A szennyvizek és szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználásának és kezelésének szabályairól. Magyar Közlöny. 2001/39. sz. 2532. ASHWORTH D. J. & ALLOWAY B. J., 2004. Soil mobility of sewage sludge-derived dissolved organic matter, copper, nickel and zinc. Environmental Pollution. 127. 137 144. BARANYAI F., FEKETE A. & KOVÁCS I., 1987. A magyarországi talaj tápanyagvizsgálatok eredményei. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. CSATHÓ P., 1994. Nehézfém- és egyéb toxikuselem-forgalom a talaj növény rendszerben. Agrokémia és Talajtan. 43. 371 399. DIN [Deutsches Institut für Normung Hrsg.] 1995. Bodenbeschaffenheit, Extraktion von Spurenelementen mit Ammoniumnitratlösung. Beuth Verlag, E DIN 19730, Berlin. ELEK É. & KÁDÁR I., 2003. A foszforműtrágyázás hatása a makro- és mikrotápanyagok felvételére. In: A mezőgazdaság kemizálása VI. Ankét. Keszthely. 89 93. FÜLEKY GY., 1999. A talaj kémiai tulajdonságai. In: Talajtan. (Szerk.: STEFANOVITS P., FILEP GY. & FÜLEKY GY.) 86 131. Mezőgazda Kiadó. Budapest. GUPTA, S. K. & ATEN, C., 1993. Comparison and evaluation of extraction media and their suitability in a simple model to predict the biological relevance of heavy metal concentrations in contaminated soils. Int. J. Environ. Anal. Chem. 51.25 46. HE, Q. B. & SINGH, B. R., 1993. Plant availability of cadmium in soils I. Acta Agric Scand. 43. 134 141. KÁDÁR I., 1995. A talaj növény állat ember tápláléklánc szennyeződése kémiai elemekkel Magyarországon. KTM MTA TAKI. Budapest. KÁDÁR I., 2005a. Talajtulajdonságok és a talajszennyezettségi határértékek ásványi elemek. Környezetvédelmi Füzetek. ELGOSCAR-2000 Kft. Budapest. KÁDÁR I., 2005b. Magyarország Zn és Cu ellátottságának jellemzése talaj- és növényvizsgálatok alapján. Acta Agr. Ovár. 47. 11 25.

118 RÉKÁSI FILEP KÁDÁR I., 2008. A mikroelemkutatások eredményeiről, különös tekintettel a Cu és Zn elemekre. Acta Agr. Ovár. 50. 9 14. KÁDÁR I. & MORVAI B., 2007. Ipari kommunális szennyvíziszap-terhelés hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben. Agrokémia és Talajtan. 56. 333 352. KÁDÁR I. & MORVAI B., 2008a. Városi szennyvíziszap-terhelés hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben. II. Agrokémia és Talajtan. 57. 97 112. KÁDÁR I. & MORVAI B., 2008b. Városi szennyvíziszap terhelés hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben. III. Agrokémia és Talajtan. 57. 305 318. KÁDÁR I. & SHALABY, M. H., 1984. A nitrogén- és réztrágyázás közötti kölcsönhatások vizsgálata meszes homoktalajon. Agrokémia és Talajtan. 33. 268 274. KÁDÁR I. & TURÁN T., 2002. P Zn kölcsönhatás kukorica monokultúrában. Agrokémia és Talajtan. 51. 381 394. KIRKBY, E. A., 2005. Essential elements. In: Encyclopedia of Soils in the Environment 1. (Ed.: HILLEL, D.) 478 485. Elsevier. Oxford. LAKANEN, E. & ERVIÖ, R., 1971. A comparison of eight extractants for the determination of plant available micronutrients in soils. Acta Agr. Fenn. 123. 223 232. MOLAS, J. & BARAN, S., 2004. Relationship between the chemical form of nickel applied to the soil and its uptake and toxicity to barley plants (Hordeum vulgare L.). Geoderma. 122. (2 4) 247 255. MSz 21470-50:2006. Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Az összes és az oldható toxikuselem-, a nehézfém- és a króm(vi)-tartalom meghatározása. NOVOZAMSKY, I., LEXMOND, T. M. & HOUBA, V. J. G., 1993. A single extraction procedure of soil for evaluation of uptake of some heavy metals by plants. Int. J. Environ. Anal. Chem. 51. 47 58. ÖTVOS Z., 2006. Programozott szennyvízelvezetés. Gazdasági Tükörkép Magazin. 2006/5. 8 9. POULIK, Z., 1999. Influence of nickel contaminated soils on lettuce and tomatoes. Scientia Horticulturae. 81. (3) 243 250. SCHUMAN, L. M., 2005. Micronutrients. In: Encyclopedia of Soils in the Environment 2. (Ed.: HILLEL, D.) 479 486. Elsevier. Oxford. SIMON L., PROKISCH J. & GYŐRI Z., 2000. Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica nehézfém-akkumulációjára. Agrokémia és Talajtan. 49. 247 255. SYMEONIDES, C. & MCRAE, S. G., 1977. The assessment of plant-available cadmium in soils. J. Environ. Quality. 6. 120 123. TAMÁS J. & FILEP GY., 1995. Nehézfémforgalom vizsgálata szennyvíziszapokkal terhelt mezőgazdasági területeken. Agrokémia és Talajtan. 44. 419 428. Érkezett: 2009. március 10.

Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és Co frakcióira 119 Effect of communal sewage sludge treatment on the Cu, Zn, Mn, Ni and Co fractions of the soil and on plant uptake in a pot experiment M. RÉKÁSI and T. FILEP Research Institute for Soil Science and Agricultural Chemistry (RISSAC) of the Hungarian Academy of Sciences, Budapest Summary The Co, Ni, Mn, Cu and Zn fractions (mobile: 1 M NH 4 NO 3 -soluble, mobilizable: ammonium acetate + EDTA-soluble, total : cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) of the experimental soils and the Co, Ni, Mn, Cu and Zn contents of spring barley grain were examined in a pot experiment to investigate the effect of applying communal sewage sludge with metal contents exceeding the authorized limit. The four experimental soils were brown forest soil with alternating thin layers of clay, or acidic sand (Nyírlugos), calcareous sandy soil (Őrbottyán), calcareous chernozem loamy soil (Nagyhörcsök) and brown forest soil, or acidic loam (Gyöngyös/Tasspuszta). The sludge was applied at rates of 0, 2.5, 5, 10 and 20 g sludge dry matter/kg air-dry soil. The five treatments and four soils in four replications gave a total of 80 pots. The results could be summarized as follows: Regression analysis on the soil element fractions and the barley grain element contents revealed the closest correlation between the Co, Ni, Cu and Zn contents of the barley grain and the mobile fraction of these elements in the soil. Only a negligible proportion of the elements added with the sludge appeared in mobile form in the soil. For all the elements tested, the ratio of the mobile fraction compared with the quantity applied became smaller at higher application rates, i.e. the more of the given element was present in the soil, the smaller the proportion detected in mobile form. Nickel was found in the greatest ratio in mobile form (3% on average). With the exception of Co and Mn the elements tested had the greatest mobile fraction on the two sandy soils, especially on acidic sand. On the Nyírlugos soil 19% of the Zn from the lowest application rate was found in NH 4 NO 3 -soluble form. Under the given experimental conditions the order of the elements in terms of adsorption strength was: Mn > Zn > Cu > Ni = Co. Due to the ph-increasing effect of the sludge, the mobile Co and Mn contents of acidic sandy soil decreased to a third, despite the fact that the total element content did not change significantly. This reduction was also detected in the Co and Mn contents of barley grain. When sewage sludge is applied to land it is thus important to consider not only the element contents, but also other parameters (ph, CaCO 3 %, organic matter), as these may influence soil properties and thus the dissolution of contaminants. The above conclusions are reassuring for the agricultural utilization of sewage sludge, but as the results were obtained for extremely high metal contents, similar experiments should be carried out using sewage sludge with the permitted values of element concentrations. Table 1. Properties of soil samples used in the pot experiment (based on KÁDÁR & MORVAI, 2007). Soil property. a) Upper limit of plasticity according to Arany (K A ); b) clay; c) humus %. (2) Origin of soil.

120 RÉKÁSI FILEP Table 2. Element contents applied with the sewage sludge, kg/ha. Element. (2) Limit value, kg/ha/year. (3) Application rates (g sludge dry matter/kg soil). Note: Limit values are those currently in force in Hungary. Table 3. Effect of the sludge treatments applied in the pot experiment on the ph(h 2 O), CaCO 3 content and humus content of the soil. Soils. a) mean. (2) Sludge application rate (g sludge dry matter/kg soil). (3) LSD 5%. (4) Mean. Table 4. Element amounts removed by above-ground plant material in the ratio of element loads (%). Average of all treatments. Soils. Table 5. Effect of sewage sludge application on the Co content of the experimental soils and of spring barley. Soils. a) LSD 5% ; b) Mean. (2) (4): see Table 3. A. Co application rate, μg Co/kg soil. B. Mobile (NH 4 NO 3 -soluble) Co content of the soil, μg Co/kg soil. C. Total (cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) Co content of the soil, mg Co/kg soil. D. Mobilizable (ammonium acetate + EDTA-soluble) Co content of the soil, mg Co/kg soil. E. Co content of barley grain, mg Co/kg. Note: kh = detection limit. Table 6. Effect of sewage sludge application on the Ni content of the experimental soils and of spring barley. (4): see Table 4. A. Ni application rate, μg Ni/kg soil. B. Mobile (NH 4 NO 3 -soluble) Ni content of the soil, μg Ni/kg soil. C. Total (cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) Ni content of the soil, mg Ni/kg soil. D. Mobilizable (ammonium acetate + EDTA-soluble) Ni content of the soil, mg Ni/kg soil. E. Ni content of barley grain, mg Ni/kg. Table 7. Effect of sewage sludge application on the Mn content of the experimental soils and of spring barley. (4): see Table 4. A. Mn application rate, mg Mn/kg soil. B. Mobile (NH 4 NO 3 -soluble) Mn content of the soil, mg Mn/kg soil. C. Total (cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) Mn content of the soil, mg Mn/kg soil. D. Mobilizable (ammonium acetate + EDTA-soluble) Mn content of the soil, mg Mn/kg soil. E. Mn content of barley grain, mg Mn/kg. Table 8. Effect of sewage sludge application on the Cu content of the experimental soils and of spring barley. (4): see Table 4. A. Cu application rate, μg Cu/kg soil. B. Mobile (NH 4 NO 3 -soluble) Cu content of the soil, μg Cu/kg soil. C. Total (cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) Cu content of the soil, mg Cu/kg soil. D. Mobilizable (ammonium acetate + EDTA-soluble) Cu content of the soil, mg Cu/kg soil. E. Cu content of barley grain, mg Cu/kg. Note: * Total, mobilizable and barley grain Cu contents based on KÁDÁR and MORVAI, 2007. Table 9. Effect of sewage sludge application on the Zn content of the experimental soils and of spring barley. (4): see Table 4. A. Zn application rate, mg Zn/kg soil. B. Mobile (NH 4 NO 3 -soluble) Zn content of the soil, mg Zn/kg soil. C. Total (cc. HNO 3 + cc. H 2 O 2 -soluble) Zn content of the soil, mg Zn/kg soil. D. Mobilizable (ammonium acetate + EDTA-soluble) Zn content of the soil, mg Zn/kg soil. E. Zn content of barley grain, mg Zn/kg.