AGROKÉMIA ÉS TALAJTAN 60 (2011)

A G R O K É M I A É S T A L A J T A N 60 (2011) 2

383–396

Összefüggések a króm, az ólom és a cink különböző kioldási frakciói, illetve egyes talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók között lignittel kezelt nyírségi homoktalajon SZÉCSY Orsolya, UZINGER Nikolett, VILLÁNYI Ilona, SZILI-KOVÁCS Tibor és ANTON Attila MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest

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 hatásainak vizsgálatához elengedhetetlen a mikrobiális háttér feltérképezése. A nehézfém-szennyezések a tapasztalatok szerint többnyire negatív hatással vannak a talajmikrobiótára (KELLY et al., 1999; RAJAPAKSHA et al., 2004; VÁSQUEZ-MURRIETA et al., 2006), de egyes vizsgálatok alapján a talajban a növekvő fémkoncentrációk a kezdeti állapottól függően csökkenthetik, vagy növelhetik a mikrobiális diverzitást és a biomassza mutatók értékeit is. A fémszennyezések ugyanis fémrezisztens mikroorganizmusok kialakulását eredményezhetik (BROOKES et al., 1984; MORGAN et al., 2007; BUNEMANN et al., 2006; GILLER et al., 2009). Az OKKP (Országos Környezeti Kármentesítési Program) tapasztalatai szerint a hazánkban előforduló nehézfém-szennyezéseknél jellemzően megjelenik a kísérletünkben is vizsgált króm, ólom és cink (BARTUS et al., 2003). A Zn és a Cr esszenciális nyomelemek, azonban nagyobb koncentrációban erősen toxikusak (KÁDÁR, 1995). A talajban leggyakrabban előforduló Cr3+ forma stabil, azonban a kémhatás és a redoxviszonyoktól függően, átalakulhat Cr6+ formává, ami sokkal mérgezőbb. A krómvegyületek csak erősen savanyú talajokban (pH 5,5) oldódnak. A cink 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 (CSATHÓ, 1994). Az ólom jelenlegi tudásunk szerint egyáltalán nem szükséges az élő szervezet számára, a szervezetbe jutva nehezen ürül ki, felhalmozódik, számos életfunkciót károsít, ezért nagyon veszélyes. 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 (CSATHÓ, 1994). Postai cím: SZÉCSY ORSOLYA, MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, 1022 Budapest, Herman Ottó út 15. E-mail: [email protected]

SZÉCSY et al.

384

A talajban lévő fémek oldódási viszonyainak jellemzésére különböző kivonószereket alkalmazhatunk, környezeti kockázatuk pontosabb becsléséhez. A szakirodalomban egyes szerzők úgy vélik, hogy a gyenge kivonószerekkel (pl. 0,01 M CaCl2 oldat) oldható nehézfémfrakció szoros korrelációban van a talajmikrobióta által hozzáférhető fémfrakcióval (ADRIANO, 2001), mások a komplexképzőkkel oldható nehézfém-koncentráció (pl. DTPA) és egyes mikrobiológiai mutatók változása között mutattak ki szoros összefüggést (BRAGATO et al., 1998). A fémkezelések talajmikrobiótára gyakorolt hatásai nem egyértelműek (BROOKES et al., 1984; KELLY et al., 1999; RAJAPAKSHA et al., 2004; ZHANG et al., 2006; BUNEMANN et al., 2006), a fémkezelések által kiváltott változások többnyire függnek a fémsótól, valamint az alkalmazott talajmikrobiológiai és -biokémiai módszerektől. Sokan alkalmaztak sikerrel korrelációanalízist a talaj fémkoncentrációja és különböző mikrobiális paraméterek kapcsolatának vizsgálatára (BECKER et al., 2006; HORSWELL et al., 2006; KOLESNIKOV et al., 2007; WANG et al., 2010; PÉREZ-DE-MORA et al., 2011), és némileg eltérő, de főként negatív kapcsolatot találtak köztük. A nehézfémmel szennyezett talajok élővilágra gyakorolt káros hatásának mérséklésére különböző stabilizálószereket alkalmaznak. Ismert, hogy a talajhoz adott szerves anyag a talajoldatban lévő fémionok egy részét immobilizálja, ezáltal csökkentve biológiai felvehetőségüket. Hazánkban jelentős mennyiségben található nagy szervesanyag-tartalmú lignit, ami potenciálisan alkalmas lehet nehézfém-szennyezett talajok kezelésére. A talajhoz adott lignit nehézfém-megkötő képessége miatt feltételezésünk szerint megváltozik a fémek mikrobiális hozzáférhetősége, ennek a mikroorganizmusok aktivitására gyakorolt hatását azonban eddig még nem vizsgálták. Jelen tanulmányban négy különböző kivonószer (királyvíz, desztillált víz, acetát-puffer, és Lakanen-Erviö oldat) alkalmazásával a talajból kioldható Cr-, Pb- és Zn-tartalom, valamint a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók (mikrobiális biomassza, összes-PLFA, invertáz-aktivitás és FDA hidrolitikus aktivitás) közötti korrelációt vizsgáltuk. Anyag és módszer A kísérleti talaj és a kezelések Minimális fémmegkötő képessége (alacsony szervesanyag-tartalom, CaCO3hiány) miatt egy nyírlugosi savanyú homoktalaj felső rétegét (0–25 cm) használtuk a kísérlet során. A talaj kémiai alaptulajdonságai a következők: pH(H2O): 5; pH(KCl): 3,9; KA: 27; humusz-: 0,92%; CaCO3-: nyomokban; sótartalom: <0,02%; „összes”, királyvízzel oldható elemtartalma (mg·kg-1): As: 1,20; Ba: 31,9; Co: 1,35; Cr: 7,54; Cu: 3,51; Mn: 144; Ni: 5,31; Pb: 8,02; Sr: 7,63; Zn: 41,6; a Cd, Hg, Mo, Se és Sn-tartalom a kimutatási határ (az elemek sorrendjében: 0,02; 0,12; 004; 0,6; és 0,25) alatt volt. A vizsgált három fém, a Cr, az Pb és a Zn oldhatóságának (toxikusságának) csökkentésére alacsony kéntartalmú visontai lignitet alkalmaztunk (VADÁSZ, 1997). A lignit hazai körülmények között könnyen beszerezhető, az érvényes jogszabályi

Összefüggések a Cr, Pb és Zn kioldási frakciói és talajmikrobiológiai mutatók között

385

keretek között alkalmazható, nem toxikus szerves anyag. A lignit az FVM 36/2006. (V. 18.) – a termésnövelő anyagok engedélyezéséről, tárolásáról, forgalmazásáról és felhasználásáról szóló – rendeletben meghatározott határértékek feletti koncentrációban egyetlen nehézfémet sem tartalmazott. Néhány fontos jellemzője: pH(H2O): 4,2; szerves-C-: 34,5%, Ca-: 570, Mg-: 115, SO4--: 15 058 és S-tartalma: 14 273 mg·kg-1. A kísérletet 2006-ban DISITOBI kísérlettervező és értékelő modell alapján állítottuk be (BICZÓK et al., 1994). Ez a modell, együtt az alkalmazását támogató ún. SITOBI szoftverrel, DISITOBI néven használatos a hazai agrokémiai és talajbiológiai kutatásban. A többváltozós (esetünkben 4 változós) modell egységes rendszerben, megvalósítható mintaszámmal teszi lehetővé a változók lineáris, kvadratikus és párkölcsönhatásainak vizsgálatát. Vizsgálatunkhoz a korábbi kedvező tapasztalatok miatt (ANTON et al., 1994, 1996) használtuk ezt a modellt. A szoftver a modell paramétereit (Bi) regressziószámítással adja meg; Studentpróbával a Bi paraméterek valószínűségi szintjeit számítja. A vizsgálati eredmények varianciája a központi kezelésekhez tartozó értékek segítségével számítható. Normalizált változókat alkalmazva, esetünkben a válaszfüggvény a következő: y = B0+(B1xL)+(B2xPb)+(B3xZn)+(B4xCr)+(B5xLxPb)+(B6xLxZn)+(B7xZnxPb)+ (B8xCrxL)+(B9xCrxPb)+(B10xCrxZn)+(B11xL2)+(B12xPb2)+(B13xZn2)+(B14xCr2), ahol: y = függő változó; B0–B14 = a modell paraméterértékei; L = lignitdózis, m/m%; Pb, Zn, Cr = hozzáadott fémkoncentráció, mg·kg-1. A nehézfémeket 0; 375; 750; 1125 és 1500 mg·kg-1 koncentrációban alkalmaztuk, a lignitet 0; 2,5; 5; 7,5 és 10 m/m% dózisokban juttattuk az edényekbe. 1. táblázat A SITOBI szoftver alapján készült és alkalmazott kísérleti tervmátrix (1)

(2)

Kezelés kód

Lignit %

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5 7,5 2,5

Cr

Pb

Zn -1

mg·kg 1125 1125 1125 1125 1125 1125 1125 1125 375 375 375 375 375 375 375 375

1125 1125 375 375 1125 1125 375 375 1125 1125 375 375 1125 1125 375 375

1125 1125 1125 1125 375 375 375 375 1125 1125 1125 1125 375 375 375 375

(1)

(2)

Kezelés kód

Lignit %

17 18 19 20 21 22 23 24

10,0 0,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0

750 750 750 750 750 750 1500 0

750 750 1500 0 750 750 750 750

750 750 750 750 1500 0 750 750

25–36

5,0

750

750

750

Cr

Pb

Zn -1

mg·kg

386

SZÉCSY et al.

A SITOBI szoftver alapján készült kísérleti tervmátrixot az 1. táblázatban mutatjuk be. A tervmátrixban 1–16-ig találhatók az „alternáló” kezeléspárok, 17–24-ig a „szélsőséges” kezeléspárok, 25–36-ig pedig a „centrális”, központi kezelések. Az ismétlések száma az 1–24 kezeléseknél 3, a 25–36 kezeléseknél 1. A beállított edények száma 84. A kísérletek beállítása során a légszáraz talajt és a lignitet homogenizáltuk (<2 mm). 1–1 kg talajt mértünk az alulról zárt műanyag edényekbe, majd lefedtük azokat. A fémsókat oldat formájában (Cr(NO3)3·9H2O; Pb(NO3)2; ZnSO4·7H2O) juttattuk a modelltalajhoz, a lignit talajba keverésével egyidejűleg. Az inkubációs idő alatt a talaj nedvességtartalmát (szabadföldi vízkapacitás 65%-a, (SÁRDI, 2003)), valamint a hőmérsékletét (25 ºC) konstans értéken tartottuk. A mintavételezés a 8. hét elteltével történt. A talajmikrobióta nagyságának és aktivitásának növelésére (a könnyebb detektálhatóság miatt) a modelltalajhoz 1 m/m% cellulózport adtunk. Mintavétel és mintakezelés A mintavételezés az inkubáció 8. hetének elteltével történt. A nehézfémek és az invertáz enzimaktivitás meghatározásához a talajmintákat légszárazra szárítottuk; az FDA, a PLFA analízishez, valamint a kloroform fumigációs extrakció vizsgálathoz a friss talajmintákat 4 °C-on tároltuk maximum 4 hétig. Fémkoncentrációk meghatározása extrakcióval Mértük az „összes” királyvízzel, illetve a desztillált vízzel (vizes közeg modellezése), acetát-pufferrel (ecetsavoldat + ammónium-hidroxid, savas közeg modellezése) és Lakanen-Erviö féle kivonószerrel (ammónium-acetát + ecetsav + EDTA, növényi felvehetőség modellezése) (LAKANEN & ERVIÖ, 1970) oldható Cr-, Pb- és Zn-tartalmat. Az „összes” és az oldható elemtartalom meghatározása Jobin-Yvon gyártmányú, ULTIMA 2 típusú, szekvenciális rendszerű ICP AES műszerrel történt a vonatkozó MSz-21470-50:2006 és MSzE-21420-31:2006 szabványok figyelembe vételével. Talajmikrobiológiai és -biokémiai vizsgálatok A talajmikrobiótában bekövetkező változásokat az invertáz enzimaktivitás, az FDA (fluoreszcein-diacetát) hidroloitikus aktivitás, a mikrobiális biomassza-C (CFE), valamint az „összes” foszfolipid-zsírsav tartalom (PLFA analízis) meghatározásával becsültük. Az invertáz enzimaktivitás a talaj szénhidrát anyagcseréjével kapcsolatban nyújt közvetlen információt, vizsgálatát az MSz-08-1721/2:1986 alapján végeztük el. FDA analízissel egyszerre többféle hidrolitikus aktivitással rendelkező enzim együttes aktivitását mérjük, mely az „összes” lebontó katabolikus aktivitást jelzi. Az FDA hidrolízist SCHNÜRER és ROSSWALL (1982), valamint ADAM és DUNCAN (2001) módszerei szerint végeztük. A mikrobiális biomassza-C meghatározása kloroform fumigációs extrakció módszerével történt VANCE és munkatársai (1987)


387

eredeti leírása, valamint WU és munkatársai (1990) módszerfejlesztése alapján. A módszerrel a fumigáló szerek hatására elpusztult mikrobiális biomassza által megnőtt szerves-C, TOC (Total Organic Carbon) műszerrel mérhető. A mikrobiális biomassza-C számítása: Cmic = (Cfum-Cnemfum)/k(Ec) (k(Ec) = 0,45 (JOERGENSEN, 1996)). A hozzáadott cellulóz miatt e paraméter változását a fumigált minták alapján értékeltük (FRANZLUEBBERS et al., 1999), mert a nem fumigált minták Ckoncentrációja gyakran magasabb volt ezeknél (így a fenti képlet alapján a mikrobiális biomassza-C értéke negatív tartományba esne). A továbbiakban ezt nevezzük mikrobiális biomassza-C tartalomnak. A PLFA analízis (simple extraction, WHITE et al., 1979) alapja az, hogy a foszfolipidek megfelelő oldószerrel extrahálhatók, frakcionálhatók, majd a foszfolipid-zsírsavak lúgos metanolízise után keletkezett PLFA-metilészterek GC-MS módszerrel vizsgálhatók. A kapott csúcsokat a retenciós idő, a tömegspektrum, valamint a csúcs alatti terület alapján értékeljük. A talajból a lipidek kivonása a módosított egyfázisú Bligh–Dyer módszerrel (BLIGH & DYER, 1959) történt. A mérést Perkin Elmer gyártmányú Clarus 500-as típusú gázkromatográf tömegspektométerrel (kvadrupol tömegspektrométer elektron ionizációval) és Elite-FFAP típusú kolonnával végeztük. Az alkalmazott (többváltozós) statisztikai módszerek Az eredményeket 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 talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók, valamint a különböző kivonószerekkel oldható elemtartalmak közötti kapcsolatot lineáris korreláció vizsgálattal értékeltük. Eredmények és értékelésük Az értékelés során 1824 alapadattal dolgoztunk, ezek közlése a dolgozat terjedelmébe nem fér bele. A DISITOBI modell valószínűségi szintjeit és determinációs koefficiens értékeit a 2. táblázat tartalmazza. A modell értelmezésénél azon modelleket tekintettük igazoltnak, amelyek R² értéke legalább 0,7. A 2. táblázat alapján elmondható, hogy a Cr-kezelés lineáris hatása érvényesült mind a négy vizsgált talajmikrobiológiai mutató esetében és kvadratikus hatás volt igazolható az FDA hidrolitikus aktivitásnál. Az Pb-kezelés lineáris hatása igazolható volt az FDA hidrolitikus aktivitásra, valamint e mutatóra a mikrobiális biomaszsza-C tartalomra és a PLFA-tartalomra kvadratikus hatást gyakorolt. A Zn-kezelés szintén négyzetes hatással volt a PLFA-tartalomra, a mikrobiális biomassza-C tartalmat viszont lineáris és kvadratikus módon is befolyásolta. A párkölcsönhatásokat tekintve azt tapasztaltuk, hogy Lignit×Cr kölcsönhatás érvényesült mind a négy

SZÉCSY et al.

388

2. táblázat A talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókhoz tartozó valószínűségi szintek és a determinációs koefficiensek (R²) a DISITOBI modell alapján (1)

Tényező a) Lignit Pb Zn Cr Lignit×Pb Lignit×Zn Zn×Pb Lignit×Cr Cr×Pb Cr×Zn Lignit² Pb² Zn² Cr² R²

(2)

(3)

(4)

Invertáz enzimaktivitás

FDA hidrolitikus aktivitás

Mikrobiális biomassza-C

„Összes” PLFA

-XXX +XX

+XXX -X -X

+XXX

+XXX

+XXX

-XXX

-XXX -XX

-XXX

-XX -XX -X

+XXX

+XXX

+XXX

+XX +X

-XXX -XXX

0,71

0,76

0,74

+XXX +XX +X +XXX 0,75

(5)

Megjegyzés: XXX = p < 0,01; XX = p < 0,05; X = p < 0,10 szinten szignifikáns; táblázaton belüli üres cellák: nem volt szignifikáns összefüggés. Az első sor a B0 paraméter szignifikanciáját jelzi

talajmikrobiológiai mutató esetében. A Cr×Pb párkölcsönhatás befolyásolta az invertáz enzimaktivitást, a Cr×Zn párkölcsönhatásnak pedig mind ez utóbbira, mind pedig az FDA hidrolitikus aktivitásra gyakorolt hatása megállapítható volt. A 2. táblázatban az üres cellák azokat az eseteket mutatják, amelyeknél szignifikáns összefüggést nem tapasztaltunk. A DISITOBI modell alapján ugyan megállapíthatóak a kezeléshatások, de nem vizsgálható a fémek oldhatósága, valamint a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók változása közötti összefüggés. Ezért a változókat főkomponens-analízissel és lineáris korrelációval is értékeltük. A változók értékelése főkomponens-analízissel (PCA) Az elvégzett főkomponens-analízis alapján a két tengely együttesen az adatok összes varianciájának 65,45%-át „magyarázza”. Az analízis biplot ábráján (1. ábra) a Cr és az Pb különböző kivonószerrel oldható frakcióit az egyes változók nagyon hasonló, a cinkét ettől eltérő módon befolyásolják. A talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók esetében az invertáz enzimaktivitás, az FDA hidrolitikus aktivitás, az „összes” PLFA-tartalom határozottan a Faktor 1, míg a mikrobiális biomasszaC tartalom a Faktor 2 által is meghatározott. Az 1. ábrán az is látható, hogy a


389

1,0

0,5

0,0

pbdv

crdv crkv pbap crap crle

pbkv

PLFA pH

pble

invertáz

Faktor 2 : 22,48%

FDA

-0,5

biomassza-c

zndv znap

-1,0 -1,0

-0,5

znle znkv 0,0

0,5

1,0

Faktor 1 : 42,97%

1. ábra A változók megjelenítése a faktortérben főkomponens-analízis alapján a kísérlet (DISITOBI modell) valamennyi kezelése esetében. Megjegyzés: A fémek vegyjele után: kv: királyvízzel oldható; dv: desztillált vízzel oldható; ap: acetát-pufferrel oldható; le: Lakanen-Erviö féle kivonószerrel oldható. Invertáz: invertáz enzimaktivitás; FDA: hidrolitikus aktivitás; biomassza-C: mikrobiális biomassza-C; PLFA: „összes” foszfolipid-zsírsav tartalom

változók közül, a középpontból a pH-t ábrázoló ponthoz húzott szakasz csaknem párhuzamos az 1. tengellyel, tehát a vele egy csoportban található invertáz enzimaktivitás, az FDA hidrolitikus aktivitás, és az „összes” PLFA-tartalom változások különböző, de egyaránt jelentős mértékben a pH által meghatározottak. Azaz, változásuk nagyban függ azon kezelésektől, melyek befolyásolják a kémhatás alakulását. A főkomponens-analízis ábrája alapján feltételezhető, de nem bizonyítható egyértelmű összefüggés az egyes kivonószerekkel oldható fémkoncentrációk és a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók változása között. Ennek igazolására korreláció vizsgálatot végeztünk, hogy számszerű eredményeket kapjunk. A változók értékelése korreláció vizsgálattal A korreláció vizsgálat eredményeinek értékelésekor a kapott értékeknél 0,4 alatt laza, 0,4 és 0,7 között közepes, 0,7 és 0,9 között szoros és 0,9 felett igen szoros összefüggést állapíthatunk meg (SVÁB, 1973).

SZÉCSY et al.

390

Esetünkben a korreláció vizsgálat eredményeit összegző 3. táblázat alapján közepes mértékű negatív korreláció volt megállapítható a királyvízzel oldható Crtartalom és az invertáz enzimaktivitás (p < 0,01), az FDA hidrolitikus aktivitás (p < 0,01), valamint az „összes” PLFA-tartalom (p < 0,05) változása között. A desztillált vízzel oldható Cr-koncentráció és a vizsgált talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók változása között az alábbi igazolt összefüggéseket kaptuk: az invertáz enzimaktivitás (p < 0,05), a teljes mikrobiális aktivitás (p < 0,01), valamint a mikrobiális 3. táblázat Négy különböző kivonószerrel meghatározott nehézfém-koncentráció és a talaj invertáz, FDA-aktivitás, a mikrobiális biomassza-C és a PLFA-tartalom közötti lineáris korreláció vizsgálat eredménye (2)

(3)

Kivonószer

Invertáz enzimaktivitás

FDA hidrolitikus aktivitás

a) királyvíz b) desztillált víz c) acetát-puffer d) Lakanen-Erviö-féle

-0,5871xxx -0,4774xx -0,5182xxx -0,5164xxx

Cr -0,5519xxx -0,5702xxx -0,6038xxx -0,6603xxx


– -0,3980xx – –


– – – –

(1)

(4)

(5)

Mikrobiális biomassza-C

„Összes” PLFAtartalom

– -0,4837xx -0,4599xx -0,4538xx

-0,4952xx -0,3654x -0,4002xx -0,4088xx

– -0,5343xxx – –

– – – –

0,3485x – – –

– – – –

Pb – -0,5953xxx -0,4872xx – Zn – – – –

Megjegyzés: XXX: p < 0,01; XX: p < 0,05; X: p < 0,10 szinten szignifikáns

biomassza-C tartalom (p < 0,05) esetében közepes mértékű negatív, míg az „öszszes” PLFA-koncentrációnál laza, de szintén negatív előjelű korrelációt tapasztaltunk (p < 0,1). Az acetát-pufferrel, valamint a Lakanen-Erviö-féle kivonószerekkel oldható Cr-tartalom mind a négy vizsgált mikrobiológiai paraméterrel közepes mértékben, negatívan korrelált (invertáz enzimaktivitás (p < 0,01), teljes mikrobiális aktivitás (p < 0,01), mikrobiális biomassza-C tartalom (p < 0,05) és „összes” PLFAkoncentráció (p < 0,05)). A királyvízzel és a Lakanen-Erviö-féle kivonószerrel oldható Pb-koncentrációval egyik talajmikrobiológiai és -biokémiai mutató sem mutatott összefüggést. A desztillált vízzel oldható Pb-koncentráció esetében negatív előjelű és laza korreláció volt az invertáz enzimaktivitással (p < 0,05), míg a mikrobiális biomassza-C tarta-


391

lommal és az FDA hidrolitikus aktivitással ez a frakció negatív, közepes (p < 0,01) mértékű korrelációban állt. Az invertáz enzimaktivitás negatívan, közepes (p < 0,05) mértékben korrelált az acetát-pufferrel oldható Pb-koncentrációval is. A Zn kioldási frakcióit vizsgálva elmondható, hogy csak egy esetben kaptunk korrelációt: a királyvízzel oldható Zn-koncentráció és a mikrobiális biomassza-C tartalom között a korreláció pozitív előjelű, és laza (p < 0,1) volt. Következtetések A vizsgált kivonószerekkel oldható fémtartalom és az alkalmazott talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók között ugyan tudtuk igazolni a korrelációt, de ennek mértéke egyetlen esetben sem volt szoros. A főkomponens-analízis, illetve a korreláció vizsgálat alapján megállapítható volt, hogy a királyvizes, desztillált vizes, acetát-pufferes, Lakanen-Erviö-féle kivonószerekkel oldható Cr-, Pb- és Zntartalmak, illetve a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók (az invertáz enzimaktivitás, az FDA hidrolitikus aktivitás, a mikrobiális biomassza-C tartalom és az „összes” PLFA-tartalom) változása között nem volt szoros összefüggés, azaz ezek a kivonószerek nem jelezték a talajmikrobióta számára hozzáférhető frakciót. A króm talajmikrobiótára gyakorolt egyértelműen negatív hatását közepes és laza korrelációban is tapasztaltuk, kivonószertől függetlenül. Ezt a króm toxikus tulajdonságán túl magyarázhatja az is, hogy a Cr-kezelés jelentősen csökkentette a modelltalaj pH-ját (pH < 4,5), amin keresztül inkább hatással volt a vizsgált mikrobiológiai mutatókra, ráadásul ebben a savanyú környezetben a Cr3+ valószínűleg átalakult a jóval toxikusabb Cr6+ formává. Ez is hozzájárulhatott a króm egyértelmű negatív hatásához. Az Pb- és a Zn-kezelés hatások vizsgálatánál nem volt ilyen egyértelmű az öszszefüggés. Részben igazolható volt az ólom negatív hatása, ez azonban eltérően jelentkezett a vizsgált talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókban. A Zn esetében szinte egyáltalán nem tudtunk negatív hatást kimutatni. Ennek oka feltételezhetően az, hogy a Zn (esszenciális elemként) jelentős pozitív szerepet játszik a talajmikrobióta működésében. Összefoglalás Jelen tanulmányban a Magyarországon jellemzően előforduló nehézfémszennyezők közé tartozó króm, ólom és cink hatását vizsgáltuk egyes talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatókra, valamint összefüggést kerestünk e fémek különböző kivonószerekkel oldható frakciói és a vizsgált biológiai paraméterek között. A kísérletben az egyre elterjedtebben alkalmazott lignitet használtuk stabilizálószerként. A 8 hetes inkubációs modellkísérletet 2006-ban nyírlugosi savanyú homoktalajjal, DISITOBI kísérlettervező és értékelő modellel állítottuk be, mely lehetővé tette a változók lineáris, kvadratikus és párkölcsönhatásainak vizsgálatát. A nehézféme-

SZÉCSY et al.

392

ket és a lignitet 5 különböző dózisban juttattuk az edényekbe. Mértük a Cr, az Pb és a Zn „összes” királyvízzel, illetve desztillált vízzel, acetát-pufferrel, Lakanen-Erviöféle kivonószerrel oldható fémtartalmat. A talajmikrobiótában bekövetkező változásokat az invertáz enzimaktivitás, az FDA (fluoreszcein-diacetát) hidrolitikus aktivitás (fluoreszcein-diacetát), a mikrobiális biomassza-C (CFE), valamint az „összes” foszfolipid-zsírsav tartalom (PLFA analízis) meghatározásával becsültük. A DISITOBI modellen kívül a változókat főkomponens-analízissel és lineáris korreláció vizsgálattal is értékeltük (StatSoft Statistica 9-es verzió). A vizsgált kivonószerekkel kioldható fémtartalom és az alkalmazott talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók között ugyan tudtuk igazolni a korrelációt, de jelen kivonószerekkel ez egy esetben sem volt szoros. A főkomponensanalízis, illetve a korreláció vizsgálat alapján megállapítható, hogy nem találtunk összefüggést a királyvizes, a desztillált vizes, az acetát-pufferes, a Lakanen-Erviöféle kivonószerekkel oldható Cr-, Pb- és Zn-tartalmak, illetve a talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók változása között. E szerint ezek a kivonószerek nem jelezték a talajmikrobióta számára hozzáférhető frakciót. A króm talajmikrobiótára gyakorolt egyértelműen negatív hatását közepes és laza korrelációban is tapasztaltuk, kivonószertől függetlenül. Részben igazolható volt az ólom negatív hatása, ez azonban eltérő a vizsgált talajmikrobiológiai és -biokémiai mutatók szerint. A cink esetében szinte egyáltalán nem tudtunk negatív hatást kimutatni. Ennek oka feltételezhetően az, hogy a Zn (mint esszenciális elem) jelentős pozitív szerepet játszik a talajmikrobióta működésében. A dolgozat a MONTABIO (OM-00028/2008), a SOILUTIL (OM-00103/2009) és a BIO_HAM2 (OM-00375/2008) című pályázatok támogatásával készült. Kulcsszavak: talajmikrobiológiai mutatók, nehézfém-kioldási frakciók, főkomponens-analízis, korreláció vizsgálat, DISITOBI modell Irodalom ADAM, G. & DUNCAN, H., 2001. Development of a sensitive and rapid method for the measurement of total microbial activity using fluorescein diacetate (FDA) in a range of soils. Soil Biology and Biochemistry. 33. 943–951. ADRIANO, D. C., 2001. Trace elements in terrestrial environments: Biogeochemistry, Bioavailability, and Risks of Metals. 38–84. Springer-Verlag Press. New York. ANTON, A. et al., 1994. Effects of environmental factors and Mn, Zn, Cu trace elements on the soil phosphomonoesterase and amidase activity. Application of DISITOBI model. Acta Biologica Hungarica. 45. 39–50. ANTON, A. et al., 1996. Effects of environmental factors and Mn, Zn, Cu trace elements on the available N content of two soils. In: Progress in Nitrogen Cycling Studies (Eds.: CLEEMPUT, O., HOFMAN, G. & VERMOESEN, A.). 173–177. Kluwer Academic Publishers. Doordrecht.


393

BARTUS, T. et al., 2003. Kármentesítési beruházások műszaki ellenőrzése. In: Kármentesítési Útmutató 5 (Szerk.: NÉMETH T.). 34–73. KvVM. Budapest. BECKER, J. M. et al., 2006. Bacterial activity, community structure, and centimeter-scale spatial heterogeneity in contaminated soil. Microbial Ecology. 51. 220–231. BICZÓK, GY., TOLNER, L. & SIMÁN, GY., 1994. Method for the determination of multivariate response functions. Bulletin of the University of Agricultural Sciences. 1993–1994. 5–16. BLIGH, E. G. & DYER, W. J., 1959. A rapid method of total lipid extraction and purification. Canadian Journal of Biochemistry and Physiology. 37. 911–917. BRAGATO, G. et al., 1998. Effects of sewage sludge pre-treatment on microbial biomass and bioavailability of heavy metals. Soil and Tillage Research. 46. 129–134. BROOKES, P. C. et al., 1984. Effects of heavy metals on microbial activity and biomass in field soils treated with sewage sludge. In: Environmental Contamination. 574– 583. Publishers CEP Ltd. Edinburgh. BROWN, P. E. & MINGES, G. A., 1916. The effect of some manganese salts on ammonification and nitrification. Soil Sci. 1. 67–85. BUNEMANN, E. K., SCHWENKE, G. D. & VAN ZWIETEN, L., 2006. Impact of agricultural inputs on soil organisms. Australian Journal of Soil Research. 44. 379–406. CSATHÓ P., 1994. A környezet nehézfém szennyezettsége és az agrártermelés. Tematikus szakirodalmi szemle. MTA Talajtani és Agrokémiai Kutató Intézete. AKAPRINT. Budapest. FRANZLUEBBERS, A. J. et al., 1999. Assessing biological soil quality with chloroform fumigation-incubation: why subtract a control? Canadian Journal of Soil Science. 79. 521–528. GILLER, K. E., WITTER, E. & MCGRATH, S. P., 2009. Heavy metals and soil microbes. Soil Biology and Biochemistry. 41. 2031–2037. HORSWELL, J. et al., 2006. Impact of heavy metal amended sewage sludge on forest soils as assessed by bacterial and fungal biosensors. Biol. Fertil. Soils. 42. 569– 576. JOERGENSEN, R. G., 1996. The fumigation-extraction method to estimate soil microbial biomass: calibration of the kEC value. Soil Biology and Biochemistry. 28. 25–31. KÁDÁR I., 1995. A talaj–növény–állat–ember tápláléklánc szennyeződése kémiai elemekkel Magyarországon. Környezetvédelmi és Területfejlesztési Minisztérium– MTA TAKI. Budapest. KELLY, J. J., HÄGGBLOM, M. & TATE, R. L., 1999. Changes in soil microbial communities over time resulting from one time application of zinc: a laboratory microcosm study. Soil Biology and Biochemistry. 31. 1455–1465. KOLESNIKOV, S. I. et al., 2009. Changes in the ecological and biological properties of ordinary chernozems polluted by heavy metals of the second hazard class (Mo, Co, Cr and Ni). Eurasian Soil Science. 42. 936–942. LAKANEN, E. & ERVIÖ, R., 1970. A comparison of eight extractants for the determination of plant available micronutrients in soil. Acta Agr. Fenn. 123. 223–232. LIPMAN, C. B. & BURGESS, P. S., 1914. The effects of copper, zinc, iron and lead salts on ammonification and nitrification in soil. University of California Publications in Agricultural Science. 1. 127–139.

394

SZÉCSY et al.

MORGAN, A. J., KILLE, P. & STÜRZENBAUM, S. R., 2007. Microevolution and ecotoxicology of metals in invertebrates. Environmental Science and Technology. 41. 1085–1096. MSz-08-1721/2:1986 Szennyvízzel, szennyvíziszappal kezelt mezőgazdaságilag hasznosított területek talajvizsgálata. Talajbiológiai aktivitás vizsgálat szacharáz enzimaktivitási módszerrel. MSz-21470-50:2006 Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Az összes és az oldható toxikuselem-, a nehézfém- és a króm(VI)tartalom meghatározása. MSzE-21420-31:2006 Hulladékok jellemzése. 31. rész: Ammónium-acetát-pufferes hulladékkivonat készítése fizikai, kémiai és ökotoxikológiai vizsgálatokhoz. PÉREZ-DE-MORA, A., ENGEL, M. & SCHLOTER, M., 2011. Abundance and diversity of n-alkane-degrading bacteria in a forest soil co-contaminated with hydrocarbons and metals: A molecular study on alkB homologous genes. Microb Ecol. Published online: 13 May 2011, http://www.springerlink.com/content/22u4675777327284/ fulltext.html. RAJAPAKSHA, R. M. C. P., TOBOR-KAPŁON, M. A. & BÅÅTH, E., 2004. Metal toxicity affects fungal and bacterial activities in soil differently. Applied and Environmental Microbiology. 70. 2966–2973. SÁRDI K., 2003. Agrokémia: A növénytáplálás alapjai. 27–45. Jegyzet. VE Georgikon Mezőgazdaságtud. Kar. Keszthely. SCHNÜRER, J. & ROSSWALL, T., 1982. Fluorescein diacetate hydrolysis as a measure of total microbial activity in soil and litter. Applied and Environmental Microbiology. 43. 1256–1261. SVÁB J., 1973. Biometriai módszerek a kutatásban. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest, VADÁSZ J., 1997. Huminsavak és fulvósavak a növényi életfolyamatokban. PRI-KOMP Kft. Veszprém. VANCE, E. D., BROOKES, P. C. & JENKINSON, D. S., 1987. An extraction method for measuring soil microbial biomass-C. Soil Biology and Biochemistry. 19. 703–707. VÁSQUEZ-MURRIETA, M. S. et al., 2006. C and N mineralization and microbial biomass in heavy-metal contaminated soil. European Journal of Soil Biology. 42. 89–98. WANG, Q. et al., 2010. Efficiencies of different microbial parameters as indicator to assess slight metal pollutions in a farm field near a gold mining area. Environ. Monit. Assess. 161. 495–508. WHITE, D. C. et al., 1979. Determination of the sedimentary microbial biomass by extractable lipid phosphate. Oecologia. 40. 51–62. WU, J. et al., 1990. Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction – an automated procedure. Soil Biology and Biochemistry. 22. 1167–1169. ZHANG, C. et al., 2006. Structure and function of microbial communities during the early stages of revegetation of barren soils in the vicinity of a Pb/Zn smelter. Geoderma. 136. 555–565. Érkezett: 2011. augusztus 30.


395

Correlations between the dissolution fractions of chromium, lead and zinc and soil microbiological and biochemical parameters on a sandy soil from the Nyírség region of Hungary treated with lignite O. SZÉCSY, N. UZINGER, I. VILLÁNYI, T. SZILI-KOVÁCS and A. ANTON Research Institute for Soil Science and Agricultural Chemistry (RISSAC) of the Hungarian Academy of Sciences, Budapest S um ma ry The effect of chromium, lead and zinc (all common heavy metal pollutants in Hungary) was studied on various soil microbiological and biochemical parameters, and on how these biological parameters are correlated with the fractions of the heavy metals dissolvable with various extracting agents. Lignite was used as a stabilising agent. The upper 0–25 cm layer of an acidic sandy soil from Nyírlugos was used for the 8week incubation experiment set up in 2006, as this soil has very low metal-binding capacity (low organic matter content, CaCO3 deficiency). The soil had the following chemical properties: pH(H2O): 5; pH(KCl): 3.9; KA: 27; humus: 0.92%; CaCO3: traces; salt content: <0.02%; “total” element content soluble in aqua regia (mg·kg-1): As: 1.20; Ba: 31.9; Co: 1.35; Cr: 7.54; Cu: 3.51; Mn: 144; Ni: 5.31; Pb: 8.02; Sr: 7.63; Zn: 41.6; the Cd, Hg, Mo, Se and Sn contents were below the detection limit (0.02; 0.12; 0.04; 0.6; 0.25, respectively). The experiment was set up using the DISITOBI experimental design and evaluation model, which allowed linear, quadratic and pair-wise interactions to be calculated for the variables. The heavy metals were applied at concentrations of 0, 375, 750, 1125 and 1500 mg·kg-1 in the form of Cr(NO3)3.9H2O, Pb(NO3)2 and ZnSO4.7H2O, while the lignite was added to the pots at rates of 0, 2.5, 5, 7.5 and 10 m/m%. The lignite did not contain any heavy metals at concentrations above the limit values laid down by the Ministry of Agriculture and Rural Development. Further parameters: pH(H2O): 4.2; organic C: 34.5%; element contents (mg·kg-1) Ca: 570; Mg: 115; SO4: 15 058; S: 14 273. The air-dry soil and the lignite were homogenized (<2 mm). Then 1 kg quantities of soil were placed in unperforated plastic pots and covered. The metal salts were added in solution, simultaneously with the lignite. During the incubation period the values of soil moisture content (65% of field water capacity) and temperature (25°C) were kept constant. Samples were taken after 8 weeks. Cellulose powder was added to the model soil at a rate of 1 m/m% to increase the magnitude and activity of the soil microflora, in the interests of easier detection. The “total” Cr, Pb and Zn contents soluble in aqua regia, distilled water, acetate buffer and Lakanen-Erviö extractant were recorded. Changes in the soil microflora were estimated by determining the invertase enzyme activity, the fluorescein diacetate (FDA) hydrolytic activity, the microbial biomass-C (CFE) and the “total” phospholipid-fatty acid content (PLFA analysis). In addition to the DISITOBI model, the variables were evaluated by means of principal component analysis and linear correlation analysis (using StatSoft Statistica, version 9).

396

SZÉCSY et al.

Although correlations were detected between the metal contents dissolved by the four extractants and the soil microbiological and biochemical parameters, none of these were close. Neither principal component analysis nor correlation analysis demonstrated correlations between the Cr, Pb and Zn contents soluble in aqua regia, distilled water, acetate buffer and Lakanen-Erviö extractant and changes in the soil microbiological and biochemical parameters, suggesting that these extractants were unable to indicate the fraction available to soil microbes. The clearly negative effect of chromium on the soil microflora was detected in the form of moderate and loose correlations, irrespective of the extractant. The negative effect of lead proved to be significant for some of the soil microbiological and biochemical parameters. No negative effect could be demonstrated in the case of zinc. This could probably be attributed to the fact that, as an essential element, Zn plays a positive role in the activity of the soil microflora. Table 1. Experimental design matrix generated using the SITOBI software. (1) Treatment code. (2) Lignite %. Table 2. Probability levels and coefficients of determination (R²) for the soil microbiological and biochemical parameters on the basis of the DISITOBI model. (1) Factor. a) Lignite. (2) Invertase enzyme activity. (3) FDA (fluorescein diacetate) hydrolytic activity. (4) Microbial biomass-C content. (5) “Total” PLFA (phospholipid-fatty acid content). Remark: xxx, xx and x: significant at the p < 0.01, 0.05 and 0.10 levels, respectively. Empty cells in the table: no significant correlation. Table 3. Results of linear correlation analysis on the heavy metal concentrations determined using four different extractants and the soil invertase, FDA activity, microbial biomass-C and PLFA content. (1) Extractant. a) Aqua regia; b) Distilled water; c) Acetate buffer; d) Lakanen-Erviö extractant. (2) Invertase enzyme activity. (3) FDA hydrolytic activity. (4) Microbial biomass-C content. (5) “Total” PLFA content. Remark: xxx, xx and x: significant at the p < 0.01, 0.05 and 0.10 levels, respectively. Fig.1. Location of the variables in the factor space generated by principal component analysis for all the treatments in the experiment (DISITOBI model). Remark: After the chemical symbols of the metals: kv: soluble in aqua regia; dv: soluble in distilled water; ap: soluble in acetate buffer; le: soluble in Lakanen-Erviö extractant. Invertáz: Invertase enzyme activity; FDA: hydrolytic activity; biomassza-C: Microbial biomassC; PLFA: “Total” phospholipid-fatty acid content.

AGROKÉMIA ÉS TALAJTAN 60 (2011)

Recommend Documents