A rekultivációtól a remediációig

A G R O K É M I A É S T A L A J T A N 59 (2010) 2

409–422

A rekultivációtól a remediációig (Az MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet 50 éves Talajbiológiai Osztályának és együttműködő partnereinek fontosabb kutatási eredményei)

A talaj egyik legfontosabb funkciója az élelmiszer- vagy biomassza-termelés, amely feladatnak a talajok termékenységükön keresztül, minőségüktől függően képesek megfelelni. A talajminőség kérdése ezért a talajtani tudományok kezdete óta foglalkoztatja a kutatókat: egyrészt, hogy milyen módszerekkel lehet a talajminőséget a legjellemzőbb módon értékelni, másrészt, hogy milyen eljárásokkal lehet azt javítani. Mindkét irány intenzív kutatási feladatot jelentett és jelent napjainkban is. Amíg azonban a talajminőség indikációs módszereit leginkább a tudományos ismeretek szintje, illetve annak infrastrukturális javulása határozza meg, addig a talajjavítási irányokra a talajhasználati igény és a talajok degradációjának és/vagy szennyezettségének mértéke gyakorolja a legnagyobb hatást. Ezért is lehet a „rekultivációtól a remediációig” meghatározni a talajkárok helyreállítására vonatkozó talaj- és környezetvédelmi feladatokat. A rekultiváció és a remediáció között azonosság, hogy mindkettő a talajkárok helyreállítására vagy megszüntetésére irányul. A különbség közöttük, hogy mind a kiindulási lehetőségek, mind az elérendő cél, azaz a végső talajhasználat eltérő. A rekultiváció esetében a talajt újra művelni (kultiválni) akarjuk, és az egyik tulajdonságát (termékenységét) kívánjuk visszaadni, hogy ismét élelmiszer-alapanyagokat termelhessünk. Ebben az esetben általában nem szennyezett talajról, hanem inkább az ember által megbolygatott földtani közegről van szó, aminek a minőségét javítani szükséges az eredményes növénytermesztés érdekében. A remediációnál (ami talajgyógyítást, talajorvoslást jelent) rendszerint a talaj degradációja (szennyezettsége) olyan mértékű, hogy nem az élelmiszer-előállítási célú helyreállításra kell vagy lehet törekedni, hanem a környezetvédelmi károk különböző módszerekkel történő csökkentésére, kivédésére, a káros anyagok tovaterjedésének a megakadályozására. Mindkét esetben: – Szükséges kimutatni a degradált vagy szennyezett talajok, illetve a földtani közegek minőségét, valamint a degradáció vagy a szennyezettség mértékét, hogy a hosszabb távon visszafordíthatatlan károk előre jelezhetők legyenek, illetve, hogy a későbbi beavatkozás mikéntjét vagy mértékét is biztosabban meg lehessen határozni. – Fontos lehet a talaj–növény–mikroba kapcsolatok pontosabb ismerete és azok alapján – szükség szerint – a növénynövekedésre pozitívan ható mikrobiális oltóanyagok használata is. – Szükséges tudni, hogy a klíma–talaj–növény–mikroba rendszer elemei milyen mértékben képesek alkalmazkodni az ökológiai (stressz) tényezőkhöz, továbbá a talaj-

410

SZEMLE

biológiai aktivitást a talajok fizikai–kémiai jellemzői, a mikroorganizmusok, illetve a növények ökofiziológiai tulajdonságai hogyan befolyásolják. – Fontos lehet tudni, hogy a különböző talaj-adalékanyagokkal (amelyek alternatív módon akár hulladékok is lehetnek) hogyan avatkozunk be a talaj–növény–állat–ember táplálékláncba az élelmiszer-minőség és -biztonság szempontjait is figyelembe véve. A hatékony restaurációs és/vagy remediációs technológiák kialakítására a fenti szempontok figyelembevételével és eredményes alkalmazásával kerülhet sor. A tala jmin ő ség v izs gálata, b io mon ito r ing é s b io ind iká c ió A talajminőség megállapítására irányuló mutatók zöme a talajfizikai és -kémiai módszerek közül kerül ki (GRUIZ et al. 2007). Figyelembe véve azonban, hogy a talaj „élő” rendszer, a talajélőlények, illetve a talaj–növény rendszerek ilyen célra történő használhatósága is felmerül (BIRÓ, 1998, 2005; SZILI-KOVÁCS & TAKÁCS, 2008). A talajbiota (talajmikrobiota) kulcsfontosságú szerepét és a biológiai minőségvizsgáló eljárások hasznosságát bizonyítani lehetett a szennyezetlen, gyenge termőképességű, vagy az ember ipari tevékenysége által szennyezetté vált (bányák és hőerőművek környezetéből származó) talajok esetében is (SZILI-KOVÁCS et al., 1998; MIKANOVA et al., 2001). A talajminőség kimutatására vonatkozó kutatások két fő irányát a későbbi talajhasználat határozza meg elsősorban: 1. Ismertek a talajok termékenységével összefüggő módszertani lehetőségek, ahol a talajállapot, illetve a természeti és klimatikus tényezők által kialakított genetikai talajféleség közötti összefüggések keresése, illetve kimutatása a célunk. Ezek a mutatók a talaj élettevékenységének a mértékét, vagy annak fokozódását jelzik, mint például a talajlégzés vizsgálata különböző adalékanyagok hozzáadása után (SZILI-KOVÁCS, 2004). 2. Az emberi tevékenység okozta, antropogén hatások miatt leromlott, degradálódott és/vagy szennyezett talajokra vonatkozóan az ún „korai figyelmeztető jelek” („early warning signal”) meghatározására is szükség van (BIRÓ et al., 1999b). A leginkább használható módszerek megfelelően érzékenyek arra, hogy az elváltozást időben figyelmeztetve „előre” jelezni tudják, alkalmazásuk pedig egyszerű, rutin laboratóriumi eszközökkel is lehetséges. A szabványosított eljárások ebben a folyamatban különösen értékesek, ugyanakkor a növényi rizoszféra mikroszervezetei és a növény–mikroba kölcsönhatások vizsgálati módszerei is javasolhatók, mivel a növények jelentik az öszszekötő kapcsot, illetve a közvetítést a talaj–növény–állat–ember táplálékláncban (BIRÓ, 2002; KÁTAI et al., 2005; SZILI-KOVÁCS & TAKÁCS, 2008). A talajminőséget jelző, indikáló módszerek keresése is kétféle szemlélet szerint lehetséges: A leginkább elfogadott „mennyiségi” elv szerint jellemezhetjük a talajok egyes, egyedi, vagy specifikus talajbiológiai tulajdonságait. – A klasszikus módszerek sorában erre alkalmasak az összes mikrobiális csíraszámmeghatározások, mint pl. az összes baktérium- vagy gombaszám), illetve a már korábban említett talajlégzés vizsgálat. A csíraszámokat specifikus „szelektív” táplemezek segítségével határozhatjuk meg (ANGERER et al., 1998; BIRÓ, 2006), a légzést, azaz a talajból kibocsátott CO2-mennyiséget pedig lúggal való elnyeletést követően titrálhatjuk. A mikroorganizmusok mennyiségét a talajokból mikroszkóp segítségével is szá-

A rekultivációtól a remediációig

411

molni tudjuk, különféle festési eljárásokat követően, esetleg Thoma- vagy Bürkerkamra segítségével. Az így kimutatott tulajdonságok értékelésénél elmondható általánosságban, hogy minél nagyobb a talajbiológiai tényező mennyisége, annál nagyobb, ill. jobb az adott talaj termékenysége, aktivitása, környezetvédelmi tűrőképessége. – A mennyiségi szemlélet értelmében a klasszikus módszereken túl számos, további mikrobiológiai tulajdonság vizsgálatára van lehetőség. Így például a kitenyészthető csíraszám-meghatározásokat napjainkra a foszfolipid-zsírsavak (PLFA) analízise váltotta fel, mivel ezzel a módszerrel az 1%-nyi mikrobiális alkotórészen túl kaphatunk pontosabb adatokat nemcsak a kitenyészthető, hanem az összes jelenlévő mikrobatömegről (CHRONÁKOVÁ et al., 2004). A módszer érzékenységéből következően számos mikrobacsoport vizsgálható, jól elkülöníthetők a baktériumok és a gombák, valamint a Gram(-) és a Gram(+) mikroorganizmusok is. Lehetőség van további specifikus mikrobák elkülönítésére is, mint pl. az Actinomyces-ek vagy a Pseudomonas-ok. Nem véletlen, hogy mind a szennyezetlen, mind a szennyezett talajokon ígéretes eljárás (HALBRITTER & UZINGER, 2006; UZINGER & HALBRITTER, 2006) bioindikációs lehetőségekkel is, különösen, ha az egyedi törzsekre, fajokra vagy fajcsoportokra vonatkozó vizsgálatokat autentikus törzsek eredményeivel hasonlítjuk össze. A szennyezés hatására általában a Gram-negatív mikroorganizmusok (így a növénynövekedésre kedvezően ható fluorescens-putida típusú Pseudomonas baktériumok jelenléte csökken, a jobb túlélőképességgel rendelkező „l strategista” spórások (pl. a Bacillus genus) jelenléte pedig fokozódik. Ez az átrendeződés is hozzájárulhat a talajfunkciók későbbi megváltozásához. – A PLFA analízisen kívül a legtöbb „mennyiségi” vizsgálat a mikrobiális biomaszsza meghatározására irányult (SZILI-KOVÁCS et al., 1998; SZILI-KOVÁCS & TÓTH, 2006). Ezzel a módszerrel ugyanis – a csak 1–2%-os mennyiségben kitenyészthető, vagy a mikroszkópos vizsgálattal a halott és/vagy inaktív sejteket is számbavevő mikroorganizmusokkal ellentétben – az adott talajok összes mikrobatömegének pontos műszeres meghatározása lehetséges, amiből biztosabban következteni tudunk az egyes talajok termékenységére és szennyezettségi állapotára is. A rendszeres vizsgálat egyúttal a folyamatos monitoring lehetőségét is kínálja, mivel a tényezők változásai indikációs értékűek is lehetnek, ha azt megfelelő háttéradatok támasztják alá (KÁTAI et al., 2009) További szempontként az ún. „minőségi” vizsgálatok kerültek bevezetésre, azaz a talajok bizonyos funkcióit kimutató módszerek. – Ezek sorában az enzimek (amelyek általában kulcsfontosságú életfolyamatokat katalizálnak) is igen jól használhatók (MÁTHÉ et al., 2004; UZINGER et al., 2007a; VILLÁNYI et al., 2006b; KÁTAI, 2006). A szabványosított módszerekkel, mint például a kataláz vagy a dehidrogenáz pontosan összehasonlíthatók a különféle talajok tulajdonságai, ezáltal a talajkezelések vagy a környezetszennyezés hatásai nemzetközi szinten is jól jellemezhetők. Az enzimek közül ismert a foszfatázoknak és a cellulázoknak a növényborítottsággal, a dehidrogenáznak pedig a talaj szervesanyag-tartalmával való pozitív korrelációja. Tartamhatású ipari nehézfém-szennyezésnél öt enzim közül a szennyezés mértékével fokozatosan csökkent a szén-anyagcserét jelző invertáz enzim aktivitása, ami ezért a talajtermékenységgel összefüggő módon indikációs célokra is javasolható (MIKANOVÁ et al., 2001). A specifikus enzimek mellett nagyon hasznosak azok is, amelyek a talaj mikrobiális készletéből kimutatják az éppen működő anyagcserét folytató, ún. katabolikus aktivitással rendelkező alkotórészt. Erre jó példa a fluoreszcein diacetát (FDA) hidrolitikus bontásának fotometrikus nyomon követése ami gyors, megbízható és jól használható, rutin-diagnosztikára is alkalmas módszer (BIRÓ et al., 1998, 2005a;

SZEMLE

412

VILLÁNYI et al., 2006a). A talajenzimek sorában ugyancsak felértékelődnek azok, amelyek a P-forgalom, P-felvehetőség alakulásáról adnak információt. A foszfor kritikus elem, mivel a talajokban hamar „kiöregszik”, nehezen felvehetővé válik, ezért a foszforoldó képesség a talajminőséghez lényegesen hozzájáruló tulajdonság. A foszfomonoészteráz vizsgálatával a külszíni fejtésű lignitbányák talajának aktivitását, de a növényi rizoszféra működőképességét is vizsgálni lehetett (ANTON et al., 2002; MÁTHÉ et al., 2004). A P-felvételben a legnagyobb szerepet azok az arbuszkuláris mikorrhiza (AM) gombák játszák, amelyek a magasabb rendű növények 80%-ával képesek szimbiózist, együttműködést kialakítani. Ebben a kapcsolatban a különféle P-formák típusa és menynyisége is képes befolyásolni a kialakult AM kolonizáció és működőképesség mértékét a gazdanövénytől függően (TAKÁCS et al., 2006). A mikorrhizás szimbiózis ezen túl a talaj általános felvehető tápanyagokkal való ellátottságától is függ, így a nitrogén menynyisége is meghatározó tényező már a szimbiózis kialakulásának kezdeti lépéseinél (BAKONYI et al., 2000; TAKÁCS & VÖRÖS, 2003; TAKÁCS et al., 2005a, 2007). Az infekció erősségét, a gomba aktivitását, agresszivitását – a kolonizáció 2–3 hónapos értékelésével szemben – már 1 hét után is meghatározhatjuk az egységnyi gyökérrendszerre jutó ún. belépési pontok megszámolásával. – Az ökotoxikológiai szemlélet jegyében számos esetben (így például a műtrágyák alkalmazásánál) szükségessé válhat a talajtani, talajbiológiai hatások figyelembevétele (ANTON & NÉMETH, 2006a,b). Ennek egyik lehetséges útja az egyedi mikrobiális laboratóriumi (in vitro) érzékenységi vizsgálatokkal kezdődik, amelyeket mikrokozmoszkísérletek, majd in situ mérések is követhetnek (ANGERER et al., 1998; SÁNDOR et al., 2007). A műtrágyák tartós alkalmazása esetén, pl. a mikroorganizmusok pHérzékenységének, illetve a savtűrőképesség mértékének a vizsgálata jelenthet jól használható indikációs módszert (BIRÓ, 2002). – A mikroorganizmus közösségek vizsgálatánál indikációs módszerként jelenik meg egy-egy területre vonatkoztatva az ún. faji diverzitás (sokféleség) különféle mutatókkal való ellenőrzése is. Ezeket a vizsgálatokat a napjainkban terjedő polimeráz láncreakción (PCR) alapuló genetikai módszerek is segítik (LANDWEHR et al., 2002, CHRONÁKOVÁ et al., 2004). A klasszikus módszer szerinti egyedi izolátumok kinyerésével, pl. a művelési mód hatását ellenőrizhetjük a Rhizobium baktérium populációk összetételének sokszínűségére (KÖDÖBÖCZ et al., 2007), vagy különböző eredetű potenciálisan humánpatogén Pseudomonas baktériumokat tipizálhatunk (LIBISCH et al., 2008), de a kitenyészthetetlen talajfrakció különböző szempontok szerinti elemzési protokolljai is intenzív fejlesztés alatt vannak. A növény-mikro ba kapcsola t a lakulása és a mikrobiá lis o ltóanyagok A magasabb rendű növények gyökérrendszere (a rizoszféra) egy olyan különleges környezet, ami lényegileg különbözik a gyökérhatás nélküli talaj („bulk soil”) tulajdonságaitól. A legtöbb növényzettel fedett környezetben azonban általában kizárólagosan csak rizoszféra talajokat találunk az „ásott rétegben”, érdemes ezért a talajvizsgálati eredményeket rizoszféra mutatókkal is kiegészíteni (BIRÓ, 2005; BIRÓ et al., 2005b). A magasabb rendű növények – táplálkozásuk elősegítése, javítása érdekében is – gyökérnedveket (exudátumokat) bocsátanak ki, melyek szén- és nitrogénforrásokat,

A rekultivációtól a remediációig

413

azaz aminósavakat, cukrokat, szerves savakat tartalmaznak. A gazdanövény és a gyökérkörnyezetben élő mikroorganizmusok környezethez történő sikeres alkalmazkodását biztosította a növény által szintetizált szerves anyag egy részének leadása és a mikroorganizmusok által közvetített tápelemfelvétel. A növénynövekedés szimbionta mikroorganizmusokkal történő segítése különösen hatékony a mikropropagált gyümölcsfák akklimatizációs időszakában, amikor azok túlélését az AM gombák jelentősen javíthatják (BALLA et al., 1998a,b). A mikrobiális oltás optimális ideje a gazdanövény fejlettségi állapotától, vitalitásától is függ, amit figyelembe kell venni a hatékonyabb szimbiózis kialakítása érdekében (BIRÓ et al., 2006; HEGEDŰS et al., 2007). A mikroszimbionta törzsek tulajdonságai, infektivitása és effektivitása, kolonizáló képessége és hatékonysága a gazdanövény felé egyazon mikrobiális taxonon, mikorrhiza genuszon vagy fajcsoporton (pl. Glomus mossae) belül is eltérő lehet, ami felértékeli az egyedi törzsszelekció fontosságát (POSTA, 1997; TAKÁCS et al., 2001 2005a, 2007). Az azonos növényfaj, fajta C:N összetétele is meghatározza a talaj(rizo)biológiai tulajdonságokat, vagy közvetett hatások révén a (gén)módosított növények különböző részeinek talajban történő lebonthatóságát is (VILLÁNYI et al., 2003, 2006a,b). A gazdanövény befolyásoló hatása a gyökértől való távolság függvényében a gyökérfelszíntől (rizoplán) fokozatosan csökken, a gyökérbelsőben (endoriza) pedig nagyon erős lehet (BIRÓ, 2005). A növény által kibocsátott tápanyagokért a gyökérrendszerben folyamatos küzdelem („struggle for life”) van a mikroorganizmusok között, amelyek különféle stratégiáik szerint juthatnak azokhoz. Az egyik leginkább ismert és kutatott stratégia a mikrobák kompetitív vagy antagonista képessége (JEVCSÁK et al., 2001, 2002). Az az egyed jut előnyökhöz, amely gyorsan („rapid” módon) kolonizálja a területet és ezáltal a felvehető tápanyagokat is (r strategista); esetleg mikrobaölő- (biocid) anyagok (pl. antibiotikumok) kiválasztására képes, amely a konkurrenseket elpusztítja (BIRÓ et al., 1999a). Más mikroorganizmusok indirekt módon fejtenek ki távoltartó/megállító, ún. „biostatikus” hatást. A Pseudomonas-ok például olyan sziderofor, vaskelát anyagokat választhatnak ki, amelyek a vasat a talajból hatékonyan megkötik, ezáltal az felvehetetlenné válik az ún. talajeredetű növénypatogén gombák számára. Ez a tulajdonság közvetve növényvédő („biopeszticid”, biokontroll) hatású (HEGEDŰS et al., 2005; OLDAL et al., 2002). Az alma- és a rózsaféléknél megfigyelt újratelepítési betegség tünetei is csökkenthetők voltak ezáltal a szideroforképzésre és az antagonista képességre tesztelt Pseudomonas rhizobaktériumokkal (BIRÓ et al., 1998). A mikroorganizmusok hasznossága a növényi igény szerint is változhat. Klorofillfluoreszcens technikával, az ún. OJIP teszttel sikerült kimutatni, hogy az Azospirillum baktérium hármas (tripartite) szimbiózisban nem „akadályozza” a mikorrhiza (AM) gomba aktivitását és a feltételezett hormontermelés miatt a nitrogénkötő Rhizobium baktériummal együtt szinergista módon kedvezőbben hat a növénynövekedésre (BIRÓ et al., 2000; TSIMILLI-MICHAEL et al., 2000). Az OJIP teszt a mikrobiális oltóanyagok mikrokozmosz vizsgálatára és a fás növények in situ fiziológiai aktivitásmérésére is alkalmasnak bizonyult (KÖVES-PÉCHY et al., 1997, 2003a,b). Az ilyen módszerekkel is kiválasztott mikroszervezetek és a megfelelő vivőanyagok kombinációi a mikrobiális oltóanyagok „új generációit” jelenthetik. A „precíziós” szemlélet szerint az adott talajra (talajfoltra) vonatkozóan lehet, illetve látszik szükségesnek a megfelelő kezeléskombinációt kialakítani a talajdegradáció vagy a szennyezettség mértéke, a tényleges talajállapot és az elérni kívánt cél (pl. földhasználat, határértékek) ismeretében.

414

SZEMLE

A mikrobiális oltás egy sajátos típusát képezik azok a talajkezelések is, amikor nagy szervesanyag-tartalmú anyagokat viszünk a talajokba (KÖDÖBÖCZ et al., 2007). A klaszszikus tápelem-visszapótlás során ezt állati trágyákkal valósították meg, de napjainkban gazdaságossági és környezetvédelmi okok miatt is szükség van a mezőgazdasági és ipari eredetű hulladékanyagok felhasználására. A hulladékok azonban a talajbiológiai aktivitás tápelem-körforgalomban kifejtett előnyös hatásán túl a nem-kívánt potenciális állat-/emberpatogén mikroorganizmusok kockázatát is fokozzák. A hasznos mikroorganizmusok mennyisége pedig ezzel párhuzamosan csökkenhet, ami sok esetben indokolttá teheti a mikrobiális oltóanyagokkal való kombinációk kialakítását is (BIRÓ et al., 2008a; MAKÁDI et al., 2007). A felhasználást az adott hulladék szervesanyag-tartalma mellett a szennyező anyagok típusa és mennyisége határozzák meg. Azonos szervesanyag-tartalom esetén is tapasztalható eltérés két szennyvíziszapnál a talaj(rizo)biológiai aktivitásban, ha a szennyező anyag típusa, pl. a nehézfém eltérő (BIRÓ et al., 2008b). A potenciális kórokozó mikroorganizmusok veszélye miatt a megfelelő kiadagolás fontossága, illetve az alkalmazást kísérő monitoring szükségessége felértékelődik. Az Európai Unió a tagországok közötti összehasonlítást segítő vizsgálati módszerek kialakítását szorgalmazza, amelyek segíthetik a talajjavító- és termésnövelő anyagok és/vagy ilyen célra használt hulladékanyagok biztonságos kezelését, elhelyezését (BIRÓ et al., 2004, 2008a,b). A hulladékanyagok környezetre kifejtett kockázata a kezelési technológiáival is csökkenthető a talajra való kihelyezés előtt úgy, hogy azzal az élelmiszer-minőségi és -biztonsági mutatók is nagyobb biztonságot jeleznek. Az alkalmazott kezelések mindegyike, így az anaerob rothasztás, vagy az aerob komposztálás is megfelelő patogénkontroll. A létrejött szerves anyagok javítják a talajtermékenységet és a növények tápanyagtartalmát (BIRÓ et al., 2007), egyúttal a mikrobiális oltóanyagok vivőanyagai is lehetnek. Technológiai szempontból azonban figyelembe veendő, hogy a bevitt nitrogénkötő baktériumok túlélését a nem steril közegekben az antagonista mikroorganizmusok mennyisége is befolyásolja (KÖDÖBÖCZ et al., 2005, HEGEDŰS et al., 2005; KÁTAI et al., 2008). A te rm és ze t es öko s zis zt émá k m űköd é si tö rvény s ze rű sége i és a ta laj restauráció A növényeknek vagy a növényzetnek a talajtulajdonságok kialakításában játszott elsődleges szerepét támasztják alá azok a kutatások is, amelyek természetes ökoszisztémákra irányulnak. Az antropogén behatást minősíti, hogy a természetes ökoszisztémákat felváltó „mesterséges” növényzet, mint például a dolomit-sziklagyepek helyére telepített fekete fenyves állományok degradálják, rontják a talajok eredeti tulajdonságait (HALBRITTER et al., 2003, 2005, 2007; ANTON et al. 2008). Az emberi talaj- (természet) károsító hatások vizsgálata és az okozott károsodások kivédése, megszüntetése, a megfelelő talajrestaurációs gyakorlat kialakítása ezért egy intenzíven kutatott szakirány (SZILI-KOVÁCS et al. 2000a,b; 2007, 2008). A lehetséges törvényszerűségek feltárását a rendszeres és folyamatos monitoring segítheti. Ha a különféle mikrobiológiai paraméterek alakulását havi gyakorisággal figyeljük, akkor felismerhetjük, hogy a hazai mérsékelt égövi körülményekre egyfajta szezonális dinamika a jellemző. A mikorrhiza (AM) gombák kolonizációs értékeit elemezve

A rekultivációtól a remediációig

415

például megállapíthatjuk, hogy egy tavaszi maximumot követően a nyári meleg és szárazság az értékeket csökkenti, de az őszi csapadékos időszak után azok ismét javulnak (FÜZY et al., 2006). A szárazság és a sótartalom, mint környezeti stressz-tényező, egyaránt elvezet a növény–mikorrhiza szimbiózis hatékonyságának a javulásához (BIRÓ, 2001; FÜZY et al., 2007). A kolonizáció tényleges értékeit szikeseken a sóstressz-hatást szigorító nyári meleg és a tartós csapadékhiány is növeli. A kialakult kolonizáció mértéke erősen függ a halofita gazdanövényektől, a szezonális állapottól, a talajok tápelem-, víz- és sótartalmától is (FÜZY et al., 2008a,b). A sóspecifikus ionok indifferens tulajdonságát jelzi, hogy hazai kloridos, karbonátos és németországi szulfátos szikeseken is a Glomus geosporum sótoleráns faj bizonyult dominánsnak (LANDWEHR et al., 2002). Az AM kolonizációval (F%, M%), de különösen a szimbionta gomba eredményességét jelző arbuszkulum-gazdagsággal (A%, a%) jellemezhető növények jobb kompetíciós képességgel rendelkeznek. A hatékonyabb kolonizáció a növénytársulások borítottságának az alakulására is hatással van. A természetes növénytársulások alakulása erősen függ a talajbiológiai állapottól, ezért egy elhagyott területen a növényi szukcesszió változását mikrobiológiai mutatókkal is jelezni lehet (ELHOTTOVÁ et al., 2002; CHRONÁKOVÁ et al., 2004). A mikroorganizmusok aktivitását a talajokhoz adott különböző szerves adalékanyagokkal lehet befolyásolni, aminek mértékét azok szén-dioxid termelésével jellemezhetjük (SZILIKOVÁCS, 2004; RAJKAI et al., 2008). A szubsztrát-indukált respiráció a talaj aktív mikrobiális biomasszájával arányos, ezért az adott talajban a bolygatás, vagy degradáció mértéke jellemezhető. A talaj mikrobiális közösségének a bolygatástól az eredetihez közeli állapot visszaállásáig eltelt idő hosszával jellemezhető a talaj regenerációs képessége („resilience”). A „resiliense” a talajok környezeti hatásokkal szembeni „rugalmasságát”, a talaj káros hatásokat kivédő szerepét jellemzi. A talajok mikrobális aktivitása erősen függ a felvehető tápanyagoktól, az így kialakult mikrobiális aktivitás pedig hatással van a talajban rendelkezésre álló szerves anyagok lebontására. A talajok optimális tápelem-arányainak kialakításával ezt a folyamatot befolyásolni lehet. Ha a korábban művelt, de felhagyott terület talajában a C:N arányt mesterségesen megváltoztatjuk szénforrások (pl. répacukor, faforgács) adagolásával, akkor a megnövelt mikrobiális N-immobilizációval gyorsítani lehet a nitrogénkedvelő gyomok visszaszorulását, segítve ezzel az eredeti növénytársulás helyreállását (TÖRÖK et al., 2000; SZILI-KOVÁCS & TÖRÖK, 2005; SZILI-KOVÁCS et al., 2000a,b, 2007, 2008). A vizsgálatok során az is igazolást nyert a korábbi rekultivációs módszerekkel egyezve, hogy a talajállapot tartós stabil megváltoztatása csak évek hosszú során át végzett, következetes eljárásokkal valósítható meg. A talajátalakító folyamatokban a különböző mikroorganizmus-csoportok mennyisége a szerepük és ökofiziológiai tulajdonságaik szerint alakulhat (VERMES & BIRÓ, 2002). A s ze n n y e ze t t t e rü l et ek é s a t a laj r e me d iác ió s t ec h n ik á k A szennyezett területekre vonatkozó vizsgálatok első lépéseként is a talajállapot, a talajminőség ismeretére van szükség, hiszen annak eredménye határozza meg általában a követendő módszert, eljárást (OLDAL et al., 2006; ANTON & MÁTHÉ-GÁSPÁR, 2005). A szennyező anyagok milyenségük és típusuk, valamint mennyiségük szerint csoportosíthatók. A legfontosabb tulajdonság a szennyező anyagok szervetlen, illetve szerves eredete. Talajban az extrémen nagy szennyezőanyag-tartalom kockázatát is

416

SZEMLE

eredete. Talajban az extrémen nagy szennyezőanyag-tartalom kockázatát is kevésbé szigorúan kell (lehet) megítélni, ha a szennyező anyag nem hozzáférhető, nem felvehető a mikroorganizmusok és/vagy a növények által, és így nem okoz másodlagos szennyezéseket, vagy akkumulációt a talaj–növény(–mikroba)–állat–ember táplálékláncban. A legtöbb kutatás ezért arra vonatkozik, hogyan stabilizálhatók fizikai–kémiai módszerekkel a szennyező anyagok, így pl. a nehézfémek és/vagy toxikus elemek a talajban úgy, hogy azok ne legyenek felvehetők (ANTON, SIMON, 1999; SIMON, 1999). A stabilizálószerek között a lignit és a pernye azért lehet alkalmas, mert porózus, nagy fajlagos felületükön a nehézfémek megkötődnek, de javíthatják a pH-t és az elemarányokat is, és ezeken keresztül a szennyezett területen a növények életfeltételeit (UZINGER et al., 2007b; UZINGER & ANTON, 2008; FEIGL et al., 2007; ANTON & BARNA, 2008). A gyenge termőképességű talajokban a nagy szervesanyag-tartalmú szennyvíziszapok is segíthetik a növények túlélését és így a potenciális fitostabilizációt (SIMON & BIRÓ, 2005; SIMON et al., 2006). A fizikai–kémiai adalékanyagok sorában a talajsavanyúságot csökkentő mésznek is fontos szerepe van (FILEP & SZILI-KOVÁCS, 2005a,b), ami által mind a mikrobiális biomassza mennyisége, mind annak közvetett hatásaként a talajrespiráció is növekszik. A szennyezett területen található domináns növényeket értékelve megállapítható, hogy azok a szennyezővel szemben kialakított stratégiájuk szerint különböznek (TAMÁS & KOVÁCS, 2005). A két fő stratégia egyike, hogy a növény kizárja a szennyező anyagot (pl. vakuólumban raktározza), esetleg olyan kelát anyagokat (fitokelatinokat) állít elő, amelyek a sejtbe jutást megakadályozzák. A másik irányt az ún. hiperakkumuláció jelenti, ami egy hosszas szelekciós nyomás és fokozott környezeti adaptáció során juttatja el a túlélő növényeket oda, hogy a szokásosnál lényegesen nagyobb mennyiségű szennyező anyagot tudnak felvenni (MÁTHÉ-GÁSPÁR & ANTON 2002; ANTON & MÁTHÉ-GÁSPÁR, 2005). Ehhez sok esetben az arbuszkuláris mikorrhiza gombák kolonizációja is hozzájárul (TAKÁCS et al., 2005b). Toxikus elemeket, nehézfémeket vizsgálva a növényi biomassza akár 1–2%-át is kiteheti az adott elem (pl. a Ni) koncentrációja, ami már az ún fitobányászat szempontjából is értékesen kinyerhető mennyiség. A nehézfémeknek a növény–mikroba kapcsolatra kifejtett hatásának értékelése meglehetősen ellentmondásos. Egyes nézetek szerint a mikroorganizmusok javítják a fémfelvételt, mások szerint pedig éppen ellenkezőleg, bizonyos mikroorganizmusokkal az elemakkumuláció csökkenthető. Mindkét lehetőségre számos irodalmi adat ismert, és az alkalmazott fitoremediációs technikák irányát is megszabhatja a növény–mikroba kapcsolat elvárható alakulása. Az ún. fitoextrakció során az elemfelvétel fokozódása (SIMON et al., 2007), a fitostabilizáció során pedig a toxikuselem-felvétel csökkenése érhető el (SIMON & BIRÓ 2005; SIMON et al., 2006). A specifikus rhizofiltráció során leginkább bizonyos mikroorganizmusok segítségével – a gyökérrendszer adszorpciós felületét megnövelve – lehet a fémfelvétel fokozódásáig, majd a biomasszával történő kivonásig eljutni, elsősorban szennyvizekből (SIMON et al., 2008). A fitoremediációs gyakorlatban résztvevő hasznos mikroorganizmusok között elsőbbséget élveznek az adaptált és nem adaptált arbuszkuláris mikorrhiza (AM) gombák (CZAKÓ-VÉR et al., 1999; TAKÁCS et al., 2001; TAKÁCS & VÖRÖS, 2003) vagy a fluoreszcens-putida típusú pseudomonasok (SIMON et al., 2008), illetve más antagonista tulajdonságú baktériumok is, mint vitalizáló szervezetek (BIRÓ et al., 1999a). Ezek a hasznos mikroszervezetek az egyedi növényoltásokkal is kedvező hatásúak, de az szinergista módon is fokozódhat a mikroorganizmusok csoportjainak és a megfelelő

A rekultivációtól a remediációig

417

vivőanyagok kombinálásával. Az AM gombákkal olyan ún. „helper” segítő baktériumok (pl. Brevibacillus sp., Rhizobium sp., Azospirillum sp., Pseudomonas fluorescensputida) élhetnek együtt, amelyek a gomba által biztosított foszforfelvétel mellett biológiailag megkötött nitrogént és növényi hormonokat, vagy a patogénkontrollt biztosító sziderofor anyagokat is termelnek (VIVAS et al., 2006a,b,c). A talaj–növény–mikroba kapcsolatban a szennyező anyagokhoz, így a nehézfémekhez is adaptálódott gomba vagy baktérium-partner megvédi az érzékeny gazdanövényt is a környezeti stressz káros hatásától és javítja a túlélőképességét azzal, hogy csökkenti a ténylegesen felvett nehézfémek mennyiségét (VÖRÖS et al., 1998). Az adott szennyezett talajok öshonos mikrobái ilyen szempontból a leghatékonyabbak és az adaptáció mértéke szerint két baktérium hatása között is különbség lehet a toleránsabb baktérium javára (VIVAS et al., 2003a,b). Az adaptált mikroorganizmusokkal kialakítható fitotechnológiák ezért további ígéretes lehetőségét kínálják napjaink környezetvédelmi gyakorlatának is. I ro dalo m ANGERER, I. et al., 1998. Indicator microbes of chlorsulphuron addition detected by a simplified plate counting method. Agrokémia és Talajtan. 47. 297–304. ANTON A. & SIMON L., 1999. A talaj szennyeződése szerves anyagokkal (3. fejezet). In: Talajszennyeződés, talajtiszítás. (Szerk.: SIMON L.). KMGT-5. kötet. 33–54. Környezetgazdálkodási Intézet. Budapest. ANTON A. & BARNA S., 2008. Potenciális kémiai stabilizálószerek toxikus fémek mobilitását csökkentő hatásának vizsgálata laboratóriumi inkubációs modellkísérletben. Talajvédelem. p. 187–194. ANTON, A. & MÁTHÉ-GÁSPÁR, G., 2005. Factors affecting heavy metal uptake in plant selection for phytoremediation. Z. Naturforsch. 60c. 244–246. ANTON A. & NÉMETH T., 2006a. A műtrágyázás gyakorlata. In: Mezőgazdasági ökotoxikológia. (Szerk.: DARVAS B. & SZÉKÁCS A.) 32–36. l'Harmattan Kiadó. Budapest. ANTON A. & NÉMETH T., 2006b. Műtrágyák ökotoxikológiai értékelése. Mezőgazdasági ökotoxikológia. (Szerk.: DARVAS B. & SZÉKÁCS A.) 304–306. l'Harmattan Kiadó. Budapest. ANTON, A. et al., 2002. The effect of phosphorous fertilizer on the phosphomonoesterase activity of Capsicum annuum L. rhizosphere. In: Proc. of COST Action 831 Workshop „Management of Soil Quality-Using Microbial Resources” Budapest. (Ed.: SZILI-KOVÁCS, T.) 40–43. CD ROM. ANTON, A. et al.. 2008. Effects of Pinus nigra plantations on the soils of dolomite grasslands. Cereal Res. Commun. 36. 715–718. BAKONYI G. et al., 2000. Szárazság és nitrogén-műtrágyázás hatása a kukorica és gyep endomikorrhizáira, valamint a szabadonélő fonálférgekre. Agrokémia és Talajtan. 49. 480– 489. BALLA, I. et al., 1998a. Survival and growth of micropropagated peach inoculated with endomycorrhizal strains. Acta Horticulturae. 477. 115–118. BALLA, I. et al., 1998b. Acclimation results of micropropagated black locust improved by inoculated microsymbionts. Plant Cell Tissue and Organic Culture. 52. 113–116. BIRÓ B., 1998. A talajok biológiai állapotának hatása a talajminőség alakulására. Gyakorlati Agrofórum. 9. (11) 52–54. BIRÓ B., 2001. Homokpusztagyepek mikroszimbionta gyökérkapcsolattal rendelkező növényei és a szárazságtűrésben betöltött szerepük. In: Ökológia az ezredfordulón I. Műhelytanulmányok,

418

SZEMLE

(Szerk.: BORHIDI A. & BOTTA-DUKÁT Z). 173–175. Magyar Tudományos Akadémia. Budapest. BIRÓ B., 2002. Talaj- és rhizobiológiai eszközökkel a fenntartható növénytermesztés és a környezetminőség szolgálatában. Acta Agron. Hung. 50. 77–85. BIRÓ B., 2005. A talaj, mint a mikroszervezetek élettere. In: A talajok jelentősége a 21. században. (Szerk.: STEFANOVICS P. & MICHÉLI E.). 141–173. MTA Társadalomkutató Központ. Budapest. BIRÓ, B., 2006. Bacterial numbers. Root dilution analysis. In: Understanding and Modelling Plant–Soil Interactions in the Rhizosphere Environment. Handbook of Methods Used in Rhizosphere Research (Eds: SCHWEIGER, P. & FINLAY, R.). 378–379. Swiss Federal Research Institute WSL. Birmensdorf. BIRÓ, B., BECZNER, J. & NÉMETH, T., 2004. Problems on sludge – The Hungarian point of view. In: Problems Around Sludge – The Accession Countries Perspectives. (Eds.: GAWLIK, B. M. & MARMO, L.) 31–36. European Comission JRC. Ispra, Italy. BIRÓ, B. et al., 1998. Specific replant disease reduced by PGPR rhizobacteria on apple seedlings. Acta Horticulture. 477. 75–81. BIRÓ, B. et al., 1999a. Antagonistic effect of rhizosphere microorganisms on associative diazotrophs and scavenger pseudomonads. Scientific Bulletin. Ser. C. 13. 29–34. BIRÓ, B. et al., 1999b. Intensification of nodulation and nitrogen-fixing activity preceding the „loss of function” by the long-term application of some toxic metal rates. In: Proc. 5th Internat. Conf. on the Biogeochem. of Trace Elements. 178–179. BOKU. Vienna. BIRÓ, B. et al., 2000. Interrelation between Azospirillum and Rhizobium nitrogen-fixers and arbuscular mycorrhizal fungi in the rhizosphere of alfalfa at sterile, AMF-free or normal soil conditions. Journal of Applied Soil Ecology. 15. 159–168. BIRÓ B. et al., 2005a. Komposztok minőségi állapotváltozásának kimutatása mikrobiológiai enzimes aktivitásvizsgálattal. In: Az MTA SzSzBTT XIII. Tudományos ülésének előadásai (Szerk.: KÓKAI S. & MIZSUR B.). 21–26. Kapitális Nyomda. Nyíregyháza. BIRÓ B. et al., 2005b. Baktériumok és gombák kolonizációja génmódosított (Bt-) és izogénes kontroll kukorica rizoszférájában. Agrokémia és Talajtan. 54. 189–203. BIRÓ, B. et al., 2006. Role of the beneficial microsymbionts on the plant performance and plant fitness. In: Microbial Activity in the Rhizosphere (Eds: MUKERJI, K. G., MANOHARACHARY, C. & SINGH, J.). Soil Biology. Vol. 7. 265–296. Springer-Verlag. Berlin–Heidelberg. BIRÓ B. et al., 2007. Fejes saláta elemfelvétele és minősége juhtrágya alapú komposztok hatására. Kertgazdaság. 39. 38–45. BIRÓ B. et al., 2008a. Szennyvíziszapokkal bevitt és őshonos mikrobák talaj- és dózisfüggő kolonizációja. Talajvédelem. (Suppl.) 195–201. BIRÓ B. et al., 2008b. A mikrobiális aktivitás mérése és lehetséges kontrollja mezőgazdasági és kommunális eredetű szerves anyagok hasznosításánál. Talajvédelem. (Suppl.) 152–161. CHROŇÁKOVÁ, A. et al., 2004. Analyses (Box-PCR, FAME) of heterotrophic bacterial communities from different stages of primary succession process. In: Book of Abstracts. 23rd Congr. Czechoslovak Soc. Microbiol., Brno. 181. CZAKÓ-VÉR, K. et al., 1999. Hexavalent chromium uptake by sensitive and tolerant mutants of Schizosaccharomyces pombe. FEMS Microbiology Letters. 178. 109–115. ELHOTTOVÁ, D., SZILI-KOVÁCS, T. & TŘÍSKA, J., 2002. Microbial communities of abandoned fields. Folia Microbiologica. 47. 435–440. FEIGL V. et al., 2007. Chemical stabilization combined with phytostabilisation applied to mine waste contaminated soils in Hungary. Advanced Materials Research. 20–21. 315–318. FILEP T. & SZILI-KOVÁCS T., 2005a. A meszezés hatása a talaj mikrobiális biomassza mennyiségére két savanyú homoktalajon. Agrokémia és Talajtan. 54. 139–148. FILEP T. & SZILI-KOVÁCS T., 2005b. A meszezés hatása két savanyú homoktalaj respirációs viszonyaira. Talajvédelem. (Suppl.) 108–115.

A rekultivációtól a remediációig

419

FÜZY, A., TÓTH, T. & BIRÓ, B., 2006. Seasonal dynamics of mycorrhizal colonization in the rhizosphere of some dominant halophytes. Agrokémia és Talajtan. 55. 231–240. FÜZY, A., TÓTH, T. & BIRÓ, B., 2007. Mycorrhizal colonisation can be altered by the direct and indirect effect of drought and salt in a split root experiment. Cereal Res. Commun. 35. 401– 405. FÜZY, A., TÓTH, T. & BIRÓ, B., 2008. Soil-plant factors, others than the type of salt-specific anions determining the mycorrhiza colonizations of halophytes. Community Ecology. 9. 1–8. FÜZY, A. et al., 2008a. Drought, but not salinity, determines the apparent effectiveness of halophytes colonized by arbuscular mycorrhizal fungi. J. Plant Physiology. 165. 181–119. GRUIZ, K., VASZITA, E. & SIKI, Z., 2007. Environmental toxicity testing in the risk assessment of a metal contaminated mining site in Hungary. Advanced Materials Research. 20–21. 193– 196. Trans Tech Publications. Switzerland HALBRITTER A. & UZINGER N., 2006. A talaj-mikrobióta vizsgálata foszfolipidek alapján. 1. Szükségesség és alkalmazási lehetőségek. Agrokémia és Talajtan. 54. 517–534. HALBRITTER A. et al., 2003. Dolomitsziklagyepek és feketefenyvesek talajainak összehasonlító vizsgálata. Természetvédelmi Közlemények. 10. 19–35. HALBRITTER A. et al., 2005. Mikroelemtartalom-vizsgálatok dolomit sziklagyep és fekete fenyves talaján. Tájökológiai Lapok. 3. 63–73. HALBRITTER A. et al., 2007. Feketefenyvesek és dolomitsziklagyepek talajának összehasonlító vizsgálata. In: Csontos P.: Feketefenyvesek ökológiai kutatása. 17–31. Scientia Kiadó. Budapest. HEGEDŰS, A., PACSUTA, P. & BIRÓ, B., 2007. Early growth retardation of mycorrhiza-inoculated tomato, but better yield finally in a soil-free system. Acta Microbiologica Immunologica Hung. 54. 46–47. HEGEDŰS A. et al., 2005. A búzafajták talajeredetű Fusarium spp. okozta gyökérkárosodásának megelőzése antagonista baktériumtörzsek felhasználásával. Növénytermelés. 54. (3) 1–10. JEVCSÁK, I. et al., 2001. Antagonistic rhizobacteria from long-term field experiment against Rhizoctonia solani and Fusarium solani. Sci. Bulletin Uzhgorod National University, Ser. Biol. 9. 179–182. JEVCSÁK, I. et al., 2002. Testing methods affecting the antagonistic ability of Pseudomonas biocontrol strains. Agrokémia és Talajtan. 51. 107–114. KÁTAI, J., 2006. Changes in soil characteristics in a mono- and triculture long-term field experiment. Agrokémia és Talajtan. 55. 183–192. KÁTAI, J., VÁGÓ, I. & LUKÁCS, E. V., 2005. Relationships between carbon content and some microbial characteristics in the different soil types. Cereal Res. Commun. 33. 389–392. KÁTAI, J. et al., 2008. The effect of an artificial and a bacterium fertilizer on some soil characteristics and on the biomass of the rye-grass (Lolium perenne L.). Cereal Res. Commun. 36. 1171–1174. KÁTAI, J. et al., 2009. Soil microbiological consequences of the stress effect of soil acidification in a long term experiment. Cereal Research Communication. 37. 403–406. KÖDÖBÖCZ L. et al., 2005. Asszociatív nitrogénkötő oltóanyagtörzsek túlélőképességét befolyásoló tényezők két potenciális vivőanyagban. Agrokémia és Talajtan. 54. 177–189. KÖDÖBÖCZ, L. et al., 2007. Activation of native Rhizobium population with composted and digested wastes on two alfalfa varieties. Cereal Research Communication. 35. 657–661. KÖVES-PÉCHY, K., BIRÓ, B. & STRASSER, R. J., 1997. JIP-test screening of microsymbionts on different soils. In: Practical Aspects of Chlorofill Fluorescence Measurements in Trees and in the Fields. 36–41. Swiss Federal Institute for Forest and Landscape Research (WSL). Birmersdorf, Zurich. KÖVES-PÉCHY, K., KÖDÖBÖCZ, L. & BIRÓ, B., 2003a. Some key points of the efficient Rhizobium inoculation and the performance of indigenous symbionts on some legumes in Hungary. In: Quality Control and Efficacy Assessment of Microbial Inoculants: Need for Standard

420

SZEMLE

Evaluation Protocols. (Eds.: MIGHELI, Q. & RUIZ-SAINZ, J. E.) 55–61. EC Agriculture and Biotechnology. Sevilla, Spain. KÖVES-PÉCHY, K. et al., 2003b. Method to study the microbial interactions between the inoculated microsymbionts and the indigenous microbes in the rhizosphere. Sci. Bull. (Univ. Baia Mare). C/17. 285–291 LANDWEHR, M. et al., 2002. The arbuscular mycorrhizal fungus Glomus geosporum in European saline, sodic and gypsum soils. Mycorrhiza. 12. 199–211. LIBISCH, B. et al., 2008. Identification of PER-1 extended-spectrum β-lactamase producing Pseudomonas aeruginosa clinical isolates of the international clonal complex CC11 from Hungary and Serbia. FEMS Immunology and Medical Microbiology. 54. 330–338. MAKÁDI M. et al., 2007. Biogázüzemi fermentlé és Phylazonit MC baktériumtrágya hatása a silókukorica zöldtömegére és a talaj biológiai aktivitására. Agrokémia és Talajtan. 56. 367– 388. MÁTHÉ-GÁSPÁR, G. & ANTON, A., 2002. Heavy metal uptake by two radish varieties. Acta Biologica Szegediensis. 46. 113–114. MÁTHÉ, P., MÁTHÉNÉ GÁSPÁR, G. & ANTON, A., 2004. The phosphomonoesterase activity of lignite mine spoils. Acta Microbiol. Immunol. Hung. 51. 203–204. MIKANOVÁ, O. et al., 2001. Influence of heavy metal pollution on some biological parameters in the alluvium of the Litavka river. Rostlynna Výroba. 47. (3) 117–122. OLDAL B., JEVCSÁK I. & KECSKÉS M., 2002. Növénypatogén gombákat gátló Pseudomonas sp. törzsek antagonista hatásának vizsgálata bioteszt-módszerekkel. Biokémia. 26. 57–63. OLDAL, B. et al., 2006. Pesticide residues in Hungarian soils. Geoderma. 135. 163–178. POSTA K., 1997. Az endomikorrhiza szerepe a környezeti stresszhatások kivédésében. Agrokémia és Talajtan. 46. 359–370. RAJKAI, K. et al., 2008. Effects of nitrogen fertilization on carbon flows in soils with contrasting texture. Cereal Res. Commun. 36. 1871–1874 SÁNDOR, ZS. et al., 2007. The effect of herbicides applied in maize on the dynamics of some soil microbial groups and soil activity. Cereal Res. Commun. 35. 1025–1028. SIMON L. (szerk.), 1999. Talajszennyeződés, talajtisztítás. Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató. 5. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet. Budapest. SIMON L. & BIRÓ B., 2005. Adalékanyagok, vörös csenkesz és Zn-toleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombák szerepe a nehézfémekkel szennyezett gyöngyösoroszi bányameddő remediációjában. Agrokémia és Talajtan. 54. 163–177. SIMON, L., BIRÓ, B. & BALÁZSY, S., 2008. Impact of pseudomonads and ethylene on the cadmium and nickel rhizofiltration of sunflower, squash and Indian mustard. Commun. Soil Sci. Plant Analysis. 39. 2440–2455 SIMON, L. et al., 2006. Stabilisation of metals in mine spoil with amendments and growth of red fescue in symbiosis with mycorrhizal fungi. Plant Soil Environment. 52. 385–391. SIMON L. et al., 2007. Szelén fitoextrakciója és mikrobacsoportok előfordulása szennyezett talajokban. Agrokémia és Talajtan. 56. 161–172. SZILI-KOVÁCS T., 2004. Szubsztrát indukált respiráció a talajban. Agrokémia és Talajtan. 53. 195–214. SZILI-KOVÁCS T. & TAKÁCS T., 2008. A talajminőség mikrobiológiai indikációja: lehetőségek és korlátok. In: Talajvédelem. (Suppl.) 321–328. Bessenyei György Könyvkiadó. Nyíregyháza. SZILI-KOVÁCS T. & TÓTH J. A., 2006. A talaj mikrobiális biomassza meghatározása kloroform fumigációs módszerrel. Agrokémia és Talajtan. 55. 515–530. SZILI-KOVÁCS T. & TÖRÖK K., 2005. Szénforráskezelés hatása a talaj mikrobiális aktivitására és biomasszájára felhagyott homoki szántókon. Agrokémia és Talajtan. 54. 149–162 SZILI-KOVÁCS, T., GULYÁS, F. & ANTON, A., 1998. Soil microbial biomass-C as a possible indicator of soil pollution. Agrokémia és Talajtan. 47. 253–264.

A rekultivációtól a remediációig

421

SZILI-KOVÁCS, T. et al., 1998. An international approach to assess soil quality by biological methods: Experience from anthropogenically affected soils in Hungary. In: 16th World Congress of Soil Science, Montpellier, France. CD ROM. SZILI-KOVÁCS T. et al., 2000a. Homokpusztagyepek természetvédelmi restaurációja a talajnitrogén immobilizációjával. 1. Laboratóriumi inkubációs vizsgálatok. Agrokémia és Talajtan. 49. 491–504. SZILI-KOVÁCS T. et al., 2000b. Homokpusztagyepek természetvédelmi restaurációja a talajnitrogén immobilizációjával. 2. Szabadföldi kísérletek. Agrokémia és Talajtan. 49. 505–520. SZILI-KOVÁCS, T. et al., 2007. Promoting microbial immobilization of soil nitrogen during restoration of abandoned agricultural fields by organic additions. Biology and Fertility of Soils. 43. 823–828. SZILI-KOVÁCS T. et al., 2008. Homokpusztagyepek természetvédelmi restaurációja a talajnitrogén immobilizációjával. 3. Mikrobiális biomassza C és N, ásványi N értékek alakulása 2000–2002 évek között. Agrokémia és Talajtan. 57. 133–146. TAKÁCS, T. & VÖRÖS, I., 2003. Effect of metal non-adapted arbuscular mycorrhizal fungi on Cd, Ni and Zn uptake by ryegrass. Acta Agron. Hung. 51. 347–354. TAKÁCS, T., BIRÓ, B. & VÖRÖS, I., 2001. Arbuscular mycorrhizal effect on heavy metal uptake of ryegrass (Lolium perenne L.) in pot culture with polluted soils. In: Development in Plant and Soil Sciences. (Eds: HORST, W. J. et al.) 480–481. Kluwer Academic Publishers. München, Germany. TAKÁCS, T., BIRÓ, B. & VÖRÖS, I., 2006. Response of arbuscular mycorrhizal fungi infectiveness to soil nitrogen supply. Cereal Res. Commun. 34. 319–322. TAKÁCS, T., RADIMSZKY, L. & NÉMETH, T., 2005. The arbuscular mycorrhizal status of selected poplar clones for phytoremediation of soils with contaminated heavy metals. Z. Naturforsch. C. 60c. 357–361. TAKÁCS, T., VÖRÖS, I. & BIRÓ, I., 2007. Changes in infectivity and effectiveness of Glomus mosseae in relation to soil nitrogen nutrition. Symbiosis. 44. 101–107. TAKÁCS, T. et al., 2005a. The effect of AMF inoculation on growth and nutrient uptake of tomato. Cereal Res. Commun. 33. (1) 125–128. TAKÁCS, T. et al., 2006. Comparative effects of rock phosphates on arbuscular mycorrhizal colonization of Trifolium pratense L. Commun. Soil Sci. Plant Analysis. 37. 2779–2790. TAMÁS, J. & KOVÁCS, E., 2005. Vegetation pattern and heavy metal accumlation at a mine tailing at Gyöngyösoroszi, Hungary. Zeitschrift für Naturforsch. Verlag. 60c. 3–4. TSIMILLI-MICHAEL, M. et al., 2000. Synergistic and antagonistic effects of AM fungi and Rhizobium and Azospirillum nitrogen-fixers on the photosynthetic activity of alfalfa, probed by the chlorophyll a polyphasic fluorescence transient O-J-I-P. J. Applied Soil Ecology. 15. 169–182. TÖRÖK, K. et al., 2000. Immobilization of soil nitrogen as a possible method for the restoration of sandy grassland. Applied Vegetation Science. 3. 7–24. UZINGER, N. & ANTON, A., 2008. Chemical stabilization of heavy metals on contaminated soils by lignite. Cereal Res. Commun. 36. 1911–1914. UZINGER N. & HALBRITTER A., 2006. A talaj-mikrobióta vizsgálata foszfolipidek alapján. 2. A foszfolipidek kémiai analízise. Agrokémia és Talajtan. 55. 531–538. UZINGER, N. et al., 2007a. Change of several soil enzyme ectivities in the course of chemical heavy metal stabilization in soil incubation experiment. In: Proc. 3rd Int. Conf. Enzymes in the Environment: Activity, Ecology & Applications, Viterbo, Italy. 109. UZINGER N. et al., 2007b. Kémiai nehézfém-stabilizációs eljárás hatásainak vizsgálata laboratóriumi modellkísérletben. Talajvédelem. (Suppl.) 133–143. VILLÁNYI, I., FÜZY, A. & BIRÓ, B., 2006a. Non-target microorganisms affected in the rhizosphere of transgenic Bt corn. Cereal Res. Commun. 34. 105–109.

422

SZEMLE

VILLÁNYI I. et al., 2003. Bt-toxint termelő és anyavonali kukorica dekompozíciójának és C:N arányának összehasonlító értékelése. In: Növényvédelmi Tudományos Napok. (Szerk.: KUROLI G. et al.) 81. VILLÁNYI, I. et al., 2006b. Total catabolic enzyme activity of microbial communities. Fluorescein diacetate analysis (FDA). In: Understanding and Modelling Plant-Soil Interactions in the Rhizosphere Environment. Handbook of Methods Used in Rhizosphere Research. (Ed.: JONES, D. L.). 441–442. Swiss Federal Research Institute WSL. Birmensdorf. VERMES, L. & BIRÓ, B., 2002. Study on the revitalization potential of thermal-treated soils. Agrokémia és Talajtan. 51. 129–138. VIVAS, A. et al., 2003a. Influence of two bacterial strains from a Pb-polluted soil on plant growth and on arbuscular mycorrhizal functioning under Pb toxicity. Canadian J. Microbiology. 49. 577–588. VIVAS, A. et al., 2003b. Symbiotic efficiency of autochthonous arbuscular mycorrhizal fungus (G. Mossae) and Brevibacillus sp. isolated from Cd polluted soil under increasing cadmium levels. Environmental Pollution. 126. 179–189. VIVAS, A. et al., 2006a. Effectiveness of autochthonous bacterium and mycorrhizal fungus on Trifolium growth, symbiotic development and soil enzymatic activities in Zn contaminated soil. Journal of Applied Microbiology. 100. 587–598. VIVAS, A. et al., 2006b. Two bacterial strains isolated from a Zn-polluted soil enhance plant growth and mycorrhizal efficiency under Zn toxicity. Chemosphere. 62. 1523–1533. VIVAS, A. et al., 2006c. Nickel-tolerant Brevibacillus brevis and arbuscular mycorrhizal fungus can reduce metal acquisition and nickel toxicity effects in plant growing in nickel supplemented soil. Soil Biology Biochemistry. 38. 2694–2704. VÖRÖS, I. et al., 1998. Effect of arbuscular mycorrhizal fungi on heavy metal toxicity to Trifolium pratense in soils contaminated with Cd, Zn and Ni salts. Agrokémia és Talajtan. 47. 277– 288. Érkezett: 2010. szeptember 13. BIRÓ BORBÁLA, SZILI-KOVÁCS TIBOR és ANTON ATTILA MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet (MTA TAKI), Budapest

Postai cím: BIRÓ BORBÁLA, MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, 1022 Budapest, Herman Ottó út 15. E-mail: [email protected]