AGROKÉMIA ÉS TALAJTAN 54 (2005)

A G R O K É M I A É S T A L A J T A N 54 (2005) 1–2

163–176

Adalékanyagok, vörös csenkesz és Zn-toleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombák szerepe a nehézfémekkel szennyezett gyöngyösoroszi bányameddő remediációjában SIMON LÁSZLÓ és BIRÓ BORBÁLA Nyíregyházi Főiskola, Műszaki és Mezőgazdasági Főiskolai Kar, Táj- és Környezetgazdálkodási Tanszék, Nyíregyháza és MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, Rhizobiológiai Kutatórészleg, Budapest

A fitoremediáció során a természetben előforduló vagy génsebészeti úton előállított növények (illetve a velük társult mikrobák) segítségével tisztítják meg a környezeti elemeket (talajt, talajvizet, felszíni vizet, ipari szennyvizet, levegőt) a szervetlen vagy szerves, kémiai szennyező anyagoktól. A fitoremediáción belül újabb fogalmak, illetve eljárások alakultak ki az elmúlt időszakban, amelyek közül a fitoextrakció, fitofiltráció, fitovolatizáció, fitodegradáció és a fitostabilizáció a legígéretesebbek (CUNNINGHAM et al., 1996; SALT et al., 1998; MÁTHÉNÉ & ANTON, 2004; SIMON, 2004). A fitostabilizáció során különféle adalékanyagokkal kezelik a szennyezett közeget (pl. talajt, bányameddőt, ipari mellékterméket), majd az ily módon stabilizált területet növénytakaróval fedik le. A szennyező anyagokat (elsősorban a fémeket, illetve egyes szerves szennyező anyagokat) az adalékanyagokkal oldhatatlan, kevésbé felvehető formájúvá alakítják át, a növénytakaró pedig megakadályozza, hogy a szennyezett közegből a szennyező anyagok a talajvízbe, levegőbe, szennyezetlen területre kerüljenek át, illetve a mikrobákban, növényekben, állati és emberi szervezetben halmozódjanak fel (CUNNINGHAM et al., 1995; VANGRONSVELD & CUNNINGHAM, 1998; MENCH et al., 2000; BERTI & CUNNINGHAM, 2000). A fitostabilizáció első lépéseként a mezőgazdasági termelés, szennyvíziszapelhelyezés, rekultiváció, tájrehabilitáció kapcsán már régóta ismert és alkalmazott adalékanyagokat juttatnak ki a szennyezett területre. Fitostabilizációs célra előnyösen alkalmazhatók olyan ipari hulladékok, melléktermékek, amelyek elhelyezését, visszaforgatását, ártalmatlanítását egyébként is meg kell oldani. Ilyen anyagok a szennyvíztelepeken keletkező szennyvíziszapok (és egyéb biohulladékok), az állattartó telepeken keletkező állati és növényi eredetű trágyák, valamint egyes ipari melléktermékek (salakok, hamuk). A fémek mozgását Postai cím: SIMON LÁSZLÓ, Nyíregyházi Főiskola, Táj- és Környezetgazdálkodási Tanszék, 4401 Nyíregyháza, Pf. 166. E-mail: [email protected]

164

SIMON – BIRÓ

megakadályozó legígéretesebb adalékanyagok közé tartoznak továbbá a foszfátok, a vas- és mangán-oxi-hidroxidok, a természetes és mesterséges agyagásványok (alumínium-szilikátok), és a lúgos anyagok (mész, dolomit). Ezek az adalékok kicsapással, abszorpcióval vagy adszorpcióval, komplexképzéssel, redox átalakítással, humifikálással hatástalanítják a fémeket és egyes szerves szennyező anyagokat (VANGRONSVELD & CUNNINGHAM, 1998; MENCH et al., 2000; BERTI & CUNNINGHAM, 2000). A szennyezett terület fitostabilizációjára kezdetben általában fűféléket (pl. Agrostis tenuis, Agrostis stolonifera, Festuca rubra) alkalmaznak, melyek elősegítik más növényfajok (pl. nyárfa- és fűzfahibridek) későbbi megtelepedését (SALT et al., 1998; RASKIN & ENSLEY, 2000). A növények gyökerei megkötik, kicsapják, átalakítják azokat a szennyező anyagokat (elsősorban fémeket), amelyek az adalékanyagok kijuttatása után még oldatban maradtak (BERTI & CUNNINGHAM, 2000). A gyökerekben, illetve a rizoszférában lezajló folyamatok elősegítik, pl. az igen toxikus Cr(VI) oldhatatlan Cr(III)-vegyületekké alakítását, a fémfoszfátok (ólom-foszfát) kicsapódását, a poliaromás szénhidrogének megkötését vagy a szerves anyagokba, humuszba, ligninbe történő beépülését, illetve mikrobiális lebontását (SALT et al., 1998; WENZEL et al., 1999). A szenynyező anyagok (elsősorban a fémek) toxicitásának közömbösítésében, és a tápelemek (foszfor) felvételében fontos szerepet játszhatnak a növényekkel szimbiózisban élő arbuszkuláris mikorrhiza gombák is (LEYVAL et al., 1997; COLPAERT, 1998; KHAN et al., 2000). Gyöngyösoroszitól északra szfalerit- és galenit bányászat folyt 1985-ig, mely során a keletkezett bányameddőt a Toka- és Száraz-patak közelében rakták le. A bányameddőben lévő nehézfémek (Cd, Cu, Pb, Zn) súlyos környezetszennyeződést okoztak (TURCSÁNYI, 1990; HORVÁTH & GRUIZ, 1996; KOVÁCS & TAMÁS, 2002; LAKATOS et al., 2002). Előkísérletünk során (SIMON, 2005) azt tapasztaltuk, hogy a Gyöngyösorosziból származó erősen savanyú kémhatású (pH(KCl) 3,20–3,26) bányameddő meszezéssel és ammónium-nitrát kijuttatásával alkalmassá tehető arra, hogy rajta növényeket neveljünk. A meszezett bányameddőhöz négyféle adalékot (települési szennyvíziszap komposztot, tőzeget, természetes zeolitot, kálium-foszfátot és ezek kombinációját) kevertünk, és azon tenyészedénykísérletben vörös csenkeszt neveltünk. Megállapítottuk, hogy a bányameddő kicserélhető (CaCl2-oldható; SIMON, 2001) és „felvehető” (NH4-acetát+ H4EDTA-oldható elemkészlet LAKANEN & ERVIÖ (1971) szerint; SIMON, 2001) frakcióiban és a növényekben akkor jelenik meg a legkevesebb nehézfém, ha a meszezett bányameddőt szennyvíziszap komposzttal, illetve zeolittal kezeljük. A szennyvíziszap komposztnak (illetve a 4 adalék kombinációjának) volt összességében a legkedvezőbb hatása a növények fejlődésére, illetve szárazanyag-hozamára (SIMON, 2005).

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

165

A fenti előzmények ismeretében újabb tenyészedény-kísérlet beállításával az alábbi kérdésekre kerestük a választ: – Stabilizálhatóak-e a gyöngyösoroszi bányameddő nehézfémei (Cd, Cu, Mn, Pb és Zn) meszezéssel, valamint szennyvíziszap komposzt és zeolit kombinált kijuttatásával? – Kialakítható-e a stabilizált bányameddőn fejlődő vörös csenkesz gyökerein fém-toleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal szimbiózis, és ez miként hat a makrotápanyagok és nehézfémek növénybeli felvételére, illetve a tesztnövény szárazanyag hozamára? Anyag és módszer Bányameddő-minták gyűjtése és elemanalízise, meszezés és pH-meghatározás. – A bányameddő-mintákat Gyöngyösoroszitól északra a 47°50´34˝ É-i szélességi, és a 19°52´44˝ K-i hosszúsági fokon található meddőhányóból vettük. Egy 10×10 m-es kijelölt terület két átlója mentén rétegminta-fúróval összesen 20 leszúrásból, 0–25 cm-es mélységből mintegy 20 kg-nyi bányameddőt gyűjtöttünk be. A sárga színű bányameddőt légszáraz állapot eléréséig laboratóriumban szétterítve megszárítottuk, alaposan összekevertük, majd a nagyobb méretű idegen anyagokat (kövek, falevelek, fadarabok) kézzel, a kisebbeket pedig 2 mm-es szitán történő átszitálással eltávolítottuk. Az így előkészített anyagot vékony rétegben műanyag fólián terítettük szét, majd műanyag spatulával 10–10 véletlenszerű helyről mintákat vettünk és 3 párhuzamos mintát képeztünk. Egy-egy ilyen mintából 2–2 g-ot mértünk be 3 ismétlésben Erlenmeyer-lombikokba, és a mintákat 2 óráig rázattuk cc. HNO3 és cc. H2O2 (3:1 v/v) elegyével. Ezután a mintákat leszűrtük és meghatároztuk elemösszetételüket. A bányameddő pH-jának meghatározásához 5–5 g mintát mértünk be a fenti 3 párhuzamos mintából 3 ismétlésben kémcsövekbe, melyre 12,5 cm³ 1 M KCloldatot rétegeztünk. Alapos összerázás, és 18 órás állás után a felülúszó pH-ját WTW pH320 típusú készülékkel határoztuk meg. A bányameddő kiindulási pHja 3,73 volt. A bányameddő pH-jának 6,5 fölé emeléséhez szükséges mészmennyiség kiszámításához 5 g-os mintákat 0,5%; 0,75%; ill. 1% (m/m) CaCO3-tal kevertünk össze 3 ismétlésben. A szűrőpapírral kibélelt, tölcsérekbe helyezett mintákat egy héten át naponta annyi desztillált vízzel nedvesítettük meg, hogy a bányameddő vízkapacitását (20%) elérjük. Egy hét elteltével a kiszárított minták pH-ját a fent ismertetett módon határoztuk meg. Megállapítottuk, hogy a pH 6,5 fölé emeléséhez 1%-nyi CaCO3-ot kell a bányameddőhöz keverni. A kísérletben alkalmazott adalékok és arbuszkuláris mikorrhiza gombák származása és jellemzése. – A kísérletekhez felhasznált, porított, fémszennyeződést nem tartalmazó kalcium-karbonát (puriss.) a Reanal Kft-től származott.

166

SIMON – BIRÓ

A települési szennyvíziszap komposzt mintákat a Nyírségvíz Rt. (Nyíregyháza) Westsik Vilmos úti telepén gyűjtöttük. A szennyvíziszap komposzt készítését, és a mintavétel módját korábbi publikációnkban ismertettük (SIMON et al., 1997). A szennyvíziszap komposztot laboratóriumban légszáraz állapot eléréséig szárítottuk, majd kalapácsos malommal (IKA MFC típus) <1 mm részecskeméret eléréséig aprítottuk. A gondosan homogenizált minták elemanalízisét salétromsavas (cc. HNO3 és cc. H2O2 3:1 v/v elegye; SIMON, 2001) feltárás után 3 ismétléssel végeztük el, pH-ját a fent ismertetett módon mértük. A zeolitet (RBZ-jelű klinoptilolites riolittufa) a Zempléni-hegységben bányászták, és a Geoproduct Kft. bocsátotta rendelkezésünkre. Az előállító analízise szerint ez a közepes keménységű mikroporózus zeolit ≈ 50% klinoptilolitet, 0–10% mordenitet, 20–30% módosult vulkáni üveget, 10–15% montmorillonitet, és nyomokban kvarcot, földpátot és limonitet tartalmaz. Sűrűsége ≈ 2,05 g/cm³, nedves felszíni pH-ja 7,8; NH4+ ioncserélő kapacitása 118 me/100 g, Ag+-ionmegkötő kapacitása pedig 177 me/100 g (SIMON, 2001). A zeolit elemanalízisét salétromsavas (cc. HNO3 és cc. H2O2 3:1 v/v elegye; SIMON, 2001) feltárás után 3 ismétléssel végeztük el. A zeolitmintákat homogenizálás után dörzsmozsárban porítottuk és 0,25 mm átmérőjű szitán átszitáltuk. A Zn-toleráns arbuszkuláris mikorrhiza gomba (Glomus intraradices BrI törzs, Glomeromycota, Glomerales) spóráit és hifáit tartalmazó oltóanyag a németországi Inox Kft-től származott. A fenti törzset a cinkkel szennyezett talajon fejlődő Viola calaminaria (DC. Lej.) növény gyökeréről izolálták, és kukorica gazdanövényen szaporították fel (KALDORF et al., 1999; HILDEBRANDT et al., 1999). Tenyészedény-kísérlet vörös csenkesszel. – A légszáraz, homogenizált, átszitált nem sterilizált bányameddőből 4000 g-ot nem kezeltünk, 16000 g-nyit pedig 1% (m/m) kalcium-karbonáttal kevertünk össze nagyméretű dörzsmozsárban. A fenti, egyenként 4000 g-ra osztott részminták a kísérlet során az alábbi kezelésekben részesültek: 1. Nem kezelt (eredeti) bányameddő; 2. (1)+1% CaCO3; 3. (2)+Glomus intraradices oltás; 4. (2)+5% (m/m) szenny-víziszap komposzt + 7,5% (m/m) zeolit; 5. (4)+ Glomus intraradices oltás. A különféle kezelésekben részesült 4000 g-os részmintákat 1000 g-os ismétlésekre osztva 16 cm átmérőjű és 13 cm magas műanyag cserepekbe helyeztük. Valamennyi tenyészedénybe 40 mg·kg-1 nitrogént is kijuttattunk NH4NO3-oldat formájában. A mintákat ezután 9 héten keresztül szobahőmérsékleten tartottuk (érleltük) a laboratóriumban oly módon, hogy hetente 150 cm³ desztillált vízzel nedvesítettük meg a bányameddőt. A kísérlet indítása előtt és után a pH-t 5 g-os bányameddő-mintákból határoztuk meg 4 ismétlésben. A 4 ismétléses tenyészedény-kísérletet vörös csenkesz (Festuca rubra L. cv. Keszthelyi 2) tesztnövénnyel állítottuk be a Nyíregyházi Főiskola Táj- és Környezetgazdálkodási Tanszékének növénynevelő fényszobájában. A tenyész-

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

167

asztalokon véletlenszerűen elrendezett edényekbe 0,6 g fűmagot vetettünk el. A 3. és 5. kezelés esetén a vetés 6–7 cm magas bányameddőrétegre történt, mely alá 0,75 mm lyukbőségű, műszálból készült hálót helyeztünk. E két kezelés esetén két hét múlva a műanyag háló segítségével a kikelt növényeket óvatosan kiemeltük, és a gyökerek alá 0,03% (m/m) Glomus oltóanyagot rétegeztünk. A kísérlet alatt a megvilágítás intenzitását és időtartamát (átlagosan 12000 lux a tenyészasztalok felületén 10 órán át naponta), a hőmérsékletet (24±2 °C nappal és 18±1 °C éjszaka), és a páratartalmat (ϕ=45%) arra alkalmas berendezésekkel szabályoztuk. A bányameddőt valamennyi tenyészedényben 3–4 naponta desztillált vízzel, konstans tömeg eléréséig (20%-os vízkapacitásig) öntöztük. A vörös csenkesz hajtását a magvak elvetése után 4 héttel (1. vágás), 8 héttel (2. vágás) és 12 héttel (3. vágás) gyűjtöttük be. Az első két vágás után a tenyészedényekbe újabb 40–40 mg·kg-1 nitrogént juttattunk ki az öntözővízzel. A kísérletet 12 hetes korban bontottuk. A hajtásokat háromszor váltott desztillált vízben öblítettük, a gyökerek esetén mindezt megelőzte egy nagyon gondos, folyó csapvizes mosás. A megmosott gyökerekből 0,2 g-os részmintákat vettünk 3 ismétlésben, melyeket 70%-os etil-alkoholban tároltunk 4 ºC-on a mikorrhiza kolonizáció és arbuszkuláltság vizsgálatáig. A gyökereket glicerines anilinkékkel festettük meg KORMANIK és munkatársai (1980) módszere szerint. A mikorrhiza infekció gyakoriságát (F%) és intenzitását (M%), az abszolút (a%) és relatív (A%) arbuszkulum gazdagságot 30 db 1 cm-es gyökérszegmensen határoztuk meg TROUVELOT és munkatársai (1985) módszerét alkalmazva. A tenyészedényenkénti szárazanyaghozam (szárítás 90 ºC-on 10 órán át) mérése után a növénymintákat megdaráltuk (<0,5 mm), és az elemanalízishez 65%-os HNO3 és 30%-os H2O2 3:1 (v/v) arányú elegyével feltártuk (KOVÁCS et al., 1996). A kísérlet befejezésekor valamennyi tenyészedényben lévő bányameddőből kezelésenként 4 ismétlésben mintákat vettünk, melyek elemösszetételét szárítás és 0,5 mm-es szitán történt átszitálás után szintén salétromsavas (cc. HNO3 és cc. H2O2 3:1 v/v elegye; SIMON, 2001) feltárás után határoztuk meg. Adalékanyagok, bányameddő- és növényminták elemanalízise. − A kísérletben alkalmazott adalékok, bányameddő- és növényminták elemanalízisét induktív csatolású plazma optikai emissziós spektrométer (ICP-OES) alkalmazásával, Perkin-Elmer Optima 3300 DV típusú készülékkel végeztük el a Debreceni Egyetem Agrártudományi Centrumának Regionális Műszerközpontjában 3–3 ismétléssel. Statisztikai értékelés. − A mérési adatok feldolgozását Microsoft Excel XP programmal, statisztikai értékelését pedig Tukey-féle b-teszttel, egyváltozós varianciaanalízist alkalmazva, SPSS 12.0.1. szoftver segítségével végeztük el.

SIMON – BIRÓ

168

Eredmények és értékelésük Megállapítottuk, hogy a kísérletben alkalmazott bányameddő átlagos elemtartalma a következő: Ca: 5,20; K: 1,80; Mg: 2,66; P: 0,29; S: 16,7 g·kg-1 szárazanyag, illetve Cd: 15,0; Cu: 336; Mn: 568; Pb: 1919; Zn: 3306 mg·kg-1 szárazanyag. A kísérlethez felhasznált szennyvíziszap komposzt makrotápanyagokban viszonylag gazdag (Ca: 31,7; K: 2,22; Mg: 4,27; P: 9,81; S: 5,23 g·kg-1 szárazanyag), és csak mérsékelten szennyezett nehézfémekkel (Cd: 3,96; Cu: 158; Mn: 468; Pb: 135; Zn: 1278 mg·kg-1 szárazanyag), pH-ja pedig gyengén savanyú kémhatású; (pH(H2O): 6,1 és pH(KCl): 5,95). Az adalékként a bányameddőbe kijuttatott zeolit szárazanyagra vonatkoztatva 12,1, 10,6, 2,60, 0,04, ill. 0,03 g·kg-1 kalciumot, káliumot, magnéziumot, foszfort, ill. ként tartalmaz, nehézfém-tartalma pedig elenyésző (Cd: 0,77; Cu: 2,99; Mn: 156; Pb: 25,1; Zn: 35,1 mg·kg-1 szárazanyag). Az 1. táblázat az adalékokkal és az arbuszkuláris mikorrhiza gombával kezelt bányameddő elemösszetételét mutatja be 12 hetes növénynevelés után, a kísérlet befejezésekor. Látható, hogy a meszezés szignifikánsan megnövelte a bányameddő Ca-tartalmát, melyet a szennyvíziszap komposzt- és zeolitkijuttatás tovább fokozott. A szennyvíziszap komposzt- és zeolit-kijuttatás a bányameddő K- és P-tartalmát is megnövelte, míg a nehézfémek mennyiségében nem okozott szignifikáns emelkedést, sőt az adalékok „kihígító” hatása következtében kismértékű csökkenés lépett fel a kiindulási értékekhez képest. A csak meszezésben részesült mintákhoz viszonyítva a fenti két adalék kijuttatása megnövelte azonban a Zn-tartalmat a bányameddőben. 1. táblázat Az adalékokkal és arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal kezelt gyöngyösoroszi bányameddő elemösszetétele 12 hetes növénynevelés után, a tenyészedény-kísérlet befejezésekor (Nyíregyháza, 2002) (1)

Ca

Kezelések

K Mg P g·kg-1 szárazanyag

S

Cd

Cu Mn Pb mg·kg-1 szárazanyag

Zn

1. 2. 3. 4. 5.

6,90a 7,63b 8,21b 10,6c 10,7c

1,93b 2,89b 1,63a 2,69a 1,74a 2,67a 2,50c 2,83ab 2,52c 2,86ab

0,30a 16,3ab 20,0c 0,34a 16,6ab 14,9a 0,34a 17,0b 15,3ab 0,65b 15,3a 16,2b 0,65b 15,4a 16,1ab

484b 322a 324a 332a 338a

723c 497a 506a 601b 610b

1749a 1990b 1988a 1652a 1694a

5352c 3229a 3153a 3670b 3758b

a) Átlag

8,81

2,06

0,46

360

587

1815

3832

2,79

16,1

16,5

Megjegyzés: Kezelések: 1. Nem kezelt (eredeti) bányameddő; 2. (1)+1% CaCO3; 3. (2)+ Glomus intraradices oltás; 4. (2)+5% (m/m) szennyvíziszap komposzt + 7,5% (m/m) zeolit; 5. (4)+ Glomus intraradices oltás. A különböző betűindexet kapott értékek szignifikánsan (P<0,05) különböznek egymástól; n = 4

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

169

A kezeletlen bányameddő eredeti pH-ja 3,73 volt, melyet 1% CaCO3-kijuttatással 6,53-ra emeltünk. Előnyös jelenség, hogy a szennyvíziszap komposztés zeolit-kijuttatás tovább emelte a pH-t 7,36 értékre. Ez az érték a 12 hetes növénynevelés után csak egy tizeddel csökkent, míg a csak meszezésben részesült kultúrákban a pH-csökkenés 0,6–0,9 közötti érték volt. Mivel a vizsgált nehézfémek mobilitása a pH csökkenésével nő (BALÁZSY, 2000; KÁDÁR, 1995), a kombinált kezelés e szempontból előnyösebb, mint a meszezés önmagában. A 2. táblázatban a vörös csenkesz hajtásának és gyökerének makroelemfelvételét mutatjuk be. A kezelésben nem részesült bányameddőn nem tudtunk növényeket nevelni, a magvak csírázása sem indult el. A szennyvíziszap komposzttal és zeolittal kezelt meszezett bányameddőn fejlődött növények hajtása 2. táblázat Adalékokkal és arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal kezelt gyöngyösoroszi bányameddőn nevelt vörös csenkesz makroelem-felvétele, ill. nehézfém-akkumulációja (Tenyészedény-kísérlet, Nyíregyháza, 2002) (1)

Kezelések

Ca

K

Mg

P

S

Cd

mg·g-1 szárazanyag

Cu

Mn

Pb

Zn

μg·g-1 szárazanyag

1. 2. 3. 4. 5.

– 5,31a 6,08a 12,0a 7,90a

– 12,5a 14,5a 57,5b 34,9ab

– 5,90ab 7,65b 4,51ab 3,18a

A. 4 hetes hajtás (1. vágás) – – – 0,93a 4,20a 2,64a 1,14a 6,00a 2,69a 2,02a 4,67a 2,69a 1,44a 3,15a 1,76a

– 24,2a 26,4a 42,4a 28,0a

– 1224b 1295b 158a 71a

– 3,51a 3,68a 2,48a 3,19a

– 685c 560bc 423ab 238a

1. 2. 3. 4. 5.

– 7,53a 5,73a 6,21a 5,58a

– 23,9a 16,5a 43,3b 36,6b

– 5,56b 3,36a 2,88a 2,68a

B. 8 hetes hajtás (2. vágás) – – – 1,08a 5,77b 4,53c 0,80a 4,01a 2,88b 1,85b 3,34a 3,13b 2,12b 3,08a 1,65a

– 34,5b 25,0a 21,4a 19,3a

– 2392c 1501b 80a 64a

– 8,47a 3,01a 1,36a 2,04a

– 1090c 607b 365a 263a

1. 2. 3. 4. 5.

– 7,20a 7,57a 6,79a 6,09a

– 15,2a 16,1a 36,6b 35,2b

C. 12 hetes hajtás (3. vágás) – – – – – 9,01c 0,84a 9,77c 9,33b 21,6a 6,41b 0,83a 6,74b 9,11b 24,7a 3,61a 1,60b 3,22a 3,92a 19,1a 2,73a 1,78c 3,04a 1,78a 16,8a

– 3778b 3367b 94a 81a

– 19,7a 4,6a 1,5a 1,3a

– 1584b 1441b 523a 404a

1. 2. 3. 4. 5.

– 5,71a 5,52a 7,30b 6,54ab

– 4,53a 5,47a 12,7b 12,8b

D. 12 hetes gyökér (betakarítás) – – – – – 2,49b 0,85a 7,32c 35,1a 440b 2,11b 0,77a 5,81b 38,6a 346a 2,21b 1,63b 4,83b 52,5b 525bc 1,70b 1,98b 3,67a 41,4a 547c

– 3665b 2364b 150a 116a

– 571b 409ab 334a 222a

– 4789b 4464b 2499a 2269a

Kezelések és betűjelzések magyarázatát: lásd 1. táblázat

SIMON – BIRÓ

170

és gyökere több kalciumot, káliumot és foszfort vett fel, mint a csak meszezésben részesült kultúráké, míg a Mg- és S-felvétel lecsökkent. Mindez magyarázatul szolgálhat a növények szennyvíziszap komposzt- és zeolit-kijuttatás esetén mért nagyobb szárazanyaghozamára (1. ábra). Gyakran leírt jelenség, hogy a növények gyökerének arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal való szimbiózisa elősegíti a makro- és mikrotápanyagok felvételét (HARLEY, 1989; BIRÓ et al.,

Hozam (g sz.a./tenyészedény)

2. kezelés

3. kezelés

4. kezelés

1,5

5. kezelés

b b c

b

b

b

1

a 0,5

a a a a

a a

a

a a

0 A.

B.

C.

D.

1. ábra Adalékokkal és arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal kezelt gyöngyösoroszi bányameddőn nevelt vörös csenkesz szárazanyaghozama (tenyészedény-kísérlet, Nyíregyháza, 2002). A. 4 hetes hajtás (1. vágás); B. 8 hetes hajtás (2. vágás); C. 12 hetes hajtás (3. vágás). D. 12 hetes gyökér (betakarítás). A kezelések és betűindexek magyarázatát: lásd 1. táblázat. Az 1. kezelés esetén nem fejlődtek tesztnövények 3. táblázat Arbuszkuláris mikorrhiza gomba kolonizáció az adalékokkal kezelt és Glomus intraradices spórákkal fertőzött gyöngyösoroszi bányameddőn nevelt vörös csenkesz gyökerében (Tenyészedény-kísérlet, Nyíregyháza, 2002) (1)

Kezelések 1. 2. 3. 4. 5.

(3)

(2) Mikorrhiza infekció gyakorisága (4) intenzitása F% M%

0 0 4a 10a 93b

0 0 0 0 48

(5) Arbuszkulum (6)

abszolút a% 0 0 0 0 35

gazdagság (7) relatív A% 0 0 0 0 17

Kezelések és betűindexek magyarázatát: lásd 1. táblázat. Az 1. kezelés esetén nem fejlődtek tesztnövények. n = 3

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

171

1993). Mivel esetünkben erős mikorrhizáltság csak az 5. kezelés esetén lépett fel (3. táblázat), egyértelmű, hogy a Glomus fertőzés szignifikánsan megnövelte a 12 hetes hajtások P-felvételét a 4. kezeléshez képest (2. táblázat). A gyökerekben is hasonló jelenséget tapasztaltunk. A csak meszezésben részesült kultúrák gyengébb P-ellátottsága esetén ezt a hatást nem tapasztaltuk. A 2. táblázatban a vörös csenkesz hajtásának és gyökerének nehézfémakkumulációját is bemutatjuk. A csak meszezésben részesült kultúrák hajtásában és gyökerében – valamennyi mintavételi időpont esetén – szignifikánsan több mangán és cink akkumulálódott, mint a szennyvíziszap komposzttal és zeolittal is kezelt kultúrákban. Hasonló jelenséget tapasztaltunk a 12 hetes hajtások Cd-akkumulációja esetén is. Mindez a szennyvíziszap komposztban található szerves molekulák és foszfátok fém-immobilizáló hatásának, ill. a zeolitok fémszorpciós és fémeket magukba záró képességének tulajdonítható. Eredményeink megerősítik LI és munkatársai (2000) azon megfigyeléseit, hogy a szennyezett talajon termesztett vörös csenkesz hajtásában kevesebb cink és kadmium akkumulálódott abban az esetben, ha a talajt nem csak mész kijuttatásával, hanem biohulladék komposzttal is kezelték. A 3. táblázatban az arbuszkuláris mikorrhiza gomba kolonizáció mértéke látható a Glomus intraradices spórákkal fertőzött vörös csenkesz kultúrák gyökerében a kísérlet befejezésekor. Egyértelműen megállapítható, hogy a mikorrhiza infekció nagy gyakorisága a kombinált 5. kezelés esetén jelentkezett, mely a mikorrhiza infekció intenzitásában, az abszolút és relatív arbuszkulum gazdagságban is megnyilvánult. Ha összehasonlítjuk a 2. táblázatban bemutatott nehézfém-koncentrációk alakulását a vörös csenkeszben a 4. és 5. kezelés esetén, akkor azt tapasztaljuk, hogy a hajtásokban 35–55, 10–34, 14–55 és 22–44%-kal lecsökkent a Cd-, Cu-, Mn- és Zn-felvétel. A gyökerekben is hasonló jelenséget tapasztaltunk. A gyökerek mikorrhizáltsága tehát gátolta a hajtások fémfelvételét. Mivel ez a tendencia a legtöbb esetben nem volt statisztikailag szignifikáns, megértéséhez további kísérleteket tervezünk. Az irodalmi adatok szerint sem egyértelmű, hogy vajon a fémtoleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombával történt kolonizáció minden esetben megvédi-e a gazdanövényt a túlzott nehézfémfelvételtől (LEYVAL et al., 1997; COLPAERT, 1998; KHAN et al., 2000). Cinkkel szennyezett talajon nevelt vörös csenkesz (és más fűfélék) esetén azonban az arbuszkuláris mikorrhiza gomba kolonizáció mérsékelte a Zn-felesleg fitotoxikus hatását és gátolta a cink hajtásba kerülését (DUECK et al., 1986). Az 1. ábrán látható, hogy a különféle kezelések biomassza-produkcióra gyakorolt hatása csak 8 hetes kortól nyilvánult meg. Ekkor és 12 hetes korban szignifikánsan nagyobb szárazanyaghozamot eredményezett a kombinált kezelés, tehát amikor a meszezett bányameddőbe szennyvíziszap komposztot és zeolitot is kijuttattunk. Ez a hatás a fenti 2 adalék jobb tápanyag-szolgáltató képességének (1. táblázat), valamint a növények jobb makroelem- és kisebb nehézfémfelvételének (2. táblázat) tulajdonítható. A mikorrhiza fertőzés kissé, de nem

SIMON – BIRÓ

172

szignifikáns mértékben megnövelte a kombinált kezelésben részesült bányameddőn fejlődő növények szárazanyaghozamát. Gyakran megfigyelt jelenség, hogy a mikorrhiza gombák az ásványi táplálkozás javításával, vagy a környezeti stressz mérséklésével javítják a gazdanövényük biomassza-termelését és kondícióját (DUECK et al., 1986; HARLEY, 1989; HETRICK et al., 1994; HILDEBRANDT et al., 1999). Néhány esetben azonban a várt hatás az adaptáció hiánya miatt elmaradt (SHETTY et al., 1994; TAKÁCS & VÖRÖS, 2003). A gazdanövény és a mikorrhiza gombák közötti szimbiózis kialakításához megfelelő környezeti körülmények (pH, szervesanyag-tartalom, kolloidtartalom) kialakítására is szükség van a bányameddőben, amire tanulmányunkban is rámutattunk. Összefoglalás A nehézfémekkel szennyezett (Cd: 15,0, Cu: 336, Mn: 568, Pb: 1919, Zn: 3306 mg·kg-1), erősen savanyú kémhatású (pH(KCl) 3,73), Gyöngyösorosziból származó bányameddőt adalékok (1% CaCO3, 5% szennyvíziszap komposzt, és 7,5% m/m zeolit) kijuttatásával stabilizáltuk. A mésszel, illetve mész, szennyvíziszap komposzt és zeolit kombinációjával kezelt bányameddőn tenyészedényes kísérletben vörös csenkeszt neveltünk. A kultúrák egy részét Zntoleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal is kezeltük. Megállapítottuk, hogy kombinált kezelés esetén kevésbé csökken le a közeg pH-ja a 12 hetes növénynevelés során, mint a csak meszezésben részesült kultúrákban. A kombinált kezelés előnyösen hatott a tesztnövények Ca-, K- és P-felvételére, és lecsökkent a növények Mn- és Zn-felvétele a csak meszezésben részesült kultúrákhoz képest. A vörös csenkesz gyökerének erős mikorrhizáltságát csak mész, szennyvíziszap komposzt és zeolit együttes kijuttatása esetén tapasztaltuk. A mikorrhizált kultúrákban – tendenciaként – a hajtások nehézfém-akkumulációjának csökkenését (Cd: 35–55, Cu: 10–34, Mn: 14–55, Zn: 22–44%-kal) figyeltük meg. A mikorrhiza kolonizáció nem befolyásolta szignifikánsan a kultúrák szárazanyaghozamát. Eredményeinkből arra következtethetünk, hogy a gyöngyösoroszi bányameddőben lévő fémeket többféle adalék kombinált kijuttatásával lehet eredményesen stabilizálni, és ezen a közegen arbuszkulált mikorrhiza gombákkal szimbiózisban élő vörös csenkesz telepíthető meg. Az eredményes fitoremediációhoz tehát komplex megközelítés szükséges, melyben a különféle adalékoknak, a magasabb rendű növényeknek és az arbuszkuláris mikorrhiza gombáknak egyaránt fontos szerepe van. A munkát az OTKA T043479, T046610, és az EU-Kp5 Mycorem programok támogatták. Kulcsszavak: nehézfém-szennyeződés, bányameddő, adalékanyag, arbuszkuláris mikorrhiza gomba, remediáció

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

173

Irodalom BALÁZSY S., 2000. Fémek szóródása az ökológiai rendszerekben. Bessenyei György Könyvkiadó. Nyíregyháza. BERTI, W. R. & CUNNINGHAM, S. C., 2000. Phytostabilization of metals. In: Phytoremediation of Toxic Metals: Using Plants to Clean Up the Environment. (Eds.: RASKIN, I. & ENSLEY, B. D.) 71–88. John Wiley and Sons, Inc. New York. BIRÓ, B. et al., 1993. Symbiont effect of Rhizobium bacteria and vesicular arbuscular mycorrhizal fungi on Pisum sativum in recultivated mine spoils. Geomicrobiol. J. 11. 275−284. COLPAERT, J. V., 1998. Biological interactions: the significance of root-microbial symbioses for phytorestoration of metal-contaminated soils. In: Metal-contaminated Soils: In situ Inactivation and Phytorestoration. (Eds.: VANGRONSVELD, J. & CUNNINGHAM, S. C.) 75−84. Springer-Verlag. Berlin–Heidelberg. CUNNINGHAM, S. D., BERTI, W. R. & HUANG, J. W., 1995. Phytoremediation of contaminated soils. Trends Biotechnol. 13. 393–397. CUNNINGHAM, S. D. et al., 1996. Phytoremediation of soils contaminated with organic pollutants. Adv. Agron. 56. 56–114. DUECK, Th. A. et al., 1986. Vesicular-arbuscular mycorrhizae decrease zinc-toxicity to grasses growing in zinc-polluted soil. Soil Biol. Biochem. 18. 331−333. HARLEY, J. L., 1989. The significance of mycorrhiza. Mycol. Res. 92. 129−139. HETRICK, B. A. D. et al., 1994. The influence of mycorrhizal symbiosis and fertilizer amendments on establishment of vegetation in heavy metal mine spoil. Environ. Pollut. 86. 170−179. HILDEBRANDT, U., KALDORF, M. & BOTHE H., 1999. The zinc violet and its colonization by arbuscular mycorrhizal fungi. J. Plant Physiol. 154. 709−717. HORVÁTH, B. & GRUIZ, K., 1996. Impact of metalliferous ore mining activity on the environment in Gyöngyösoroszi, Hungary. Sci. Total Environ. 184. 215–227. KALDORF, M. et al., 1999. Selective element deposits in maize colonized by a heavy metal tolerance conferring arbuscular mycorrhizal fungus. J. Plant Physiol. 154. 718−728. KÁDÁR I., 1995. A talaj–növény–állat–ember tápláléklánc szennyeződése kémiai elemekkel Magyarországon. KTM−MTA TAKI. Budapest. KHAN, A. G. et al., 2000. Role of plants, mycorrhizae and phytochelators in heavy metal contaminated land remediation. Chemosphere. 41. 197−207. KORMANIK, P. P., BRYAN, W. C. & SCHULTZ, R. C., 1980. Procedures and equipment for staining large numbers of plant-root samples for endomycorrhizal assay. Can. J. Microbiol. 26. 536−538. KOVÁCS, B. et al., 1996. A study of plant sample preparation and inductively coupled plasma emission spectrometry parameters. Commun. Soil Sci. Plan. Anal. 27. 1177−1198. KOVÁCS E. & TAMÁS J., 2002. Fitoremediációs technika alkalmazhatóságának vizsgálata térinformatikai módszerekkel. Agrártudományi Közlemények−Acta Agraria Debreciensis. Különszám. 51–56. LAKANEN, E. & ERVIÖ, R., 1971. A comparison of eight extractants for the determination of plant available microelements in soils. Acta Agr. Fenn. 123. 223–232.

174

SIMON – BIRÓ

LAKATOS, G. et al., 2002. Study on phytostabilization and phytoextraction in Hungarian practice. In: Risk Assessment and Sustainable Land Management Using Plants in Trace Element-Contaminated Soils. COST Action 837. 4th WG2 Workshop, Bordeaux’2002. (Eds.: MENCH, M. & MOCQOUT, B.) 144–145. INRA. France. LEYVAL, C., TURNAU, K. & HASELWANDTER, K., 1997. Effect of heavy metal pollution on mycorrhizal colonization and function: physiological, ecological and applied aspects. Mycorrhiza. 7. 139−154. LI, Y. M. et al., 2000. Response of four turfgrass cultivars to limestone and biosolidscompost amendment of a zinc and cadmium contaminated soil at Palmerton, Pennsylvania. J. Environ. Qual. 29. 1440−1447. MÁTHÉNÉ GÁSPÁR G. & ANTON A., 2004. Toxikuselem-szennyeződés káros hatásainak mérséklése fitoremediációval. Agrokémia és Talajtan. 53. 413-432. MENCH, M. et al., 2000. In situ metal immobilization and phytostabilization of contaminated soils. In: Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. (Eds.: TERRY, N. & BAÑUELOS, G.) 323−358. Lewis Publishers. Boca Raton. RASKIN, Y. & ENSLEY, B. D. (Eds.), 2000. Phytoremediation of Toxic Metals: Using Plants to Clean Up the Environment. John Wiley and Sons, Inc., New York. SALT, D. E., SMITH, R. D. & RASKIN, I., 1998. Phytoremediation. Ann. Rev. Plant Physiol. Plant Molec. Biol. 49. 643–668. SHETTY, K. G. et al., 1994. Effects of mycorrhizae and other soil microbes on revegetation of heavy metal contaminated mine spoil. Environ. Pollut. 86. 180−188. SIMON, L., 2001. Effects of natural zeolite and bentonite on the phytoavailability of heavy metals in chicory. In: Environmental Restoration of Metals Contaminated Soil. (Ed. ISKANDAR, I. K.) 261−271. Lewis Publishers. Boca Raton. SIMON L., 2004. Fitoremediáció. Környezetvédelmi Füzetek. BMKE OMIKK. Bpest. SIMON, L. 2005. Stabilization of metals in acidic mine spoil with amendments and red fescue (Festuca rubra L.) growth. Environ. Geochem. Hlth. (In press). SIMON, L., PROKISCH, J. & KOVÁCS, B., 1997. Chicory (Cichorium intybus L.) as bioindicator of heavy metal contamination. In: Contaminated Soils. 3rd Int. Conf. Biogeoch. Trace Elem., Paris, 15−19 May, 1995. (Ed.: PROST, R.) CD-ROM. INRA. Paris. TAKÁCS, T. & VÖRÖS, I. 2003. Effect of metal-non-adapted AM fungi on Cd, Ni and Zn uptake by ryegrass. Acta Agronom. Hung. 51. 347–354. TROUVELOT, A., KOUGH, J. L. & GIANINAZZI-PEARSON, V. 1985. Mesure du Taux de mycorrhization VA d'un systeme radiculaire. Recerche de méthodes d’estimation ayant une signification fonctionelle. In.: Mycorrhizae, Physiology and Genetics. Proc. 1st Symp. Eur. Mycor. P. (Ed.: GIANINAZZI, S.) 217−221. INRA. Paris. TURCSÁNYI G., 1990. Ipari és bányászati eredetű meddőhányók növényeinek elemakkumulációja. Kandidátusi disszertáció. Gödöllő. VANGRONSVELD, J. & CUNNINGHAM, S. C., 1998. Metal-contaminated Soils: In situ Inactivation and Phytorestoration. Springer-Verlag. Berlin–Heidelberg. WENZEL, W. W. et al., 1999. Phytoremediation: a plant-microbe based remediation system. In: Bioremediation of Contaminated Soils. Agronomy Monograph No. 37. (Eds.: ADRIANO, D. C. et al.) 457–508. ASA, CSSA, SSSA. Madison, Wisc. Érkezett: 2005. március 7.

Nehézfémekkel szennyezett bányameddő remediációja

175

Role of Amendments, Red Fescue and Zn-tolerant Mycorrhizal Fungi in the Remediation of a Metal Contaminated Mine Spoil from Gyöngyösoroszi L. SIMON and B. BIRÓ College of Nyíregyháza, Department of Land and Environmental Management, Nyíregyháza (Hungary) and Research Institute for Soil Science and Agricultural Chemistry of the Hungarian Academy of Sciences, Rhizobiology Research Team, Budapest

S um ma ry Red fescue (Festuca rubra cv. Keszthelyi 2) was grown in a pot experiment on an acidic (pH (KCl) 3.73) mine spoil from Gyöngyösoroszi, contaminated with heavy metals (Cd: 15.0, Cu: 336, Mn: 568, Pb: 1919, Zn: 3306 mg·kg–1) and stabilized with amendments (1% m/m CaCO3 by itself or in combination with 5% municipal sewage sludge compost [MSSC] and 7.5% m/m natural zeolite [Z]). Part of the cultures were infected with spores of Zn-tolerant arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) Glomus intraradices (BrI isolate, Glomeromycota, Glomerales). During 12 weeks of plant growth the pH of the medium was found to decline to a lesser extent in the combined treatments (MSSC and Z amended limed mine spoil) than in pots treated only with lime. The combined treatment enhanced the Ca, K and P and reduced the Mn and Zn uptake of plants, compared with limed cultures. The rate of AMF infection was especially high in the combined treatments. In mycorrhized plants the heavy metal accumulation of shoots tended to decline (by 35–55% for Cd, 10–34% for Cu, 14–55% for Mn and 22–44% for Zn). Mycorrhizal colonization did not have a significant effect on the dry matter yield of plants. It can be concluded from the results that heavy metals in the Gyöngyösoroszi mine spoil can be successfully stabilized using a combination of amendments. In stabilized mine spoil red fescue can be grown in symbiosis with AMF. Successful phytoremediation thus requires a complex approach, in which various amendments, higher plants and arbuscular mycorrhizal fungi all play an important role. Table 1. Element composition (g or mg⋅kg–1 dry matter) of Gyöngyösoroszi mine spoil treated with amendments and inoculated with arbuscular mycorrhizal fungi after 12 weeks of plant growth, at the end of the pot experiment (Nyíregyháza, 2002). (1) Treatments. a) Mean. Remarks: Treatments: 1. Untreated (original) mine spoil; 2. (1) + 1% CaCO3; 3. (2) + Glomus intraradices inoculation; 4. (2) + 5% (m/m) sewage sludge compost + 7.5% (m/m) zeolite; 5. (4) + Glomus intraradices inoculation. Values followed by the same letter are not different at the P < 0.05 level, n = 4. Table 2. Macroelement uptake (mg⋅g-1 dry matter) and heavy metal accumulation (μg⋅g-1 dry matter) of red fescue grown on Gyöngyösoroszi mine spoil treated with amendments and inoculated with arbuscular mycorrhizal fungi (pot experiment, Nyíregyháza, 2002). (1) Treatments. A. 4-week-old shoots (1st cut). B. 8-week-old shoots (2nd cut). C. 12-week-old shoots (3rd cut). D. 12-week-old roots (harvest). Note: For treatments and significance, see Table 1. Table 3. Colonization of arbuscular mycorrhizal fungi on the roots of red fescue grown on Gyöngyösoroszi mine spoil treated with amendments and inoculated with

176

SIMON – BIRÓ

Glomus intraradices spores (pot experiment, Nyíregyháza, 2002). (1) Treatments. (2) Mycorrhizal infection. (3) Frequency (F%). (4) Intensity (M%). (5) Arbusculum richness: (6) Absolute (a%) and (7) Relative (A%). Note: a: arbusculum richness in the stained root segments, %; A: arbusculum richness converted to the whole root system, %. For treatments and significance, see Table 1. No test plants were grown in Treatment 1. n = 3. Fig. 1. Dry matter yield of red fescue (g dry matter per pot) grown on Gyöngyösoroszi mine spoil treated with amendments and inoculated with arbuscular mycorrhizal fungi (pot experiment, Nyíregyháza, 2002). A. 4-week-old shoots (1st cut). B. 8-weekold shoots (2nd cut). C. 12-week-old shoots (3rd cut). D. 12-week-old roots (harvest). Note: For treatments and significance, see Table 1. No test plants were grown in Treatment 1. Legend: from left to right: Treatment No. 2, No. 3., No. 4. and No. 5.