Egy tájléptékű füves ökológiai rendszer és a légkör közti nitrogén kicserélődés mértékének meghatározása mérések és modellszámítások alapján

Szent István Egyetem

Egy tájléptékű füves ökológiai rendszer és a légkör közti nitrogén kicserélődés mértékének meghatározása mérések és modellszámítások alapján

Doktori értekezés MACHON ATTILA

Gödöllő 2011.

A doktori iskola megnevezése:

Biológia Tudományi Doktori Iskola

tudományága:

Biológia tudományok

vezetője:

PROF. DR. BAKONYI GÁBOR Intézetvezető egyetemi tanár, az MTA doktora SZIE, Mezőgazdaság és Környezettudományi Kar Állattani Alapok Intézet

Témavezető:

PROF. DR. HORVÁTH LÁSZLÓ Címzetes egyetemi tanár, az MTA doktora Országos Meteorológiai Szolgálat, Levegőkörnyezet Elemző Osztály

Társtémavezető:

PROF. DR. TUBA ZOLTÁN † Intézetvezető egyetemi tanár, az MTA doktora SZIE, Mezőgazdaság és Környezettudományi Kar Növénytani és Ökofiziológiai Intézet

................................................... Az iskolavezető jóváhagyása

................................................... A témavezető jóváhagyása

2

TARTALOMJEGYZÉK 1.

JELÖLÉSEK, RÖVIDÍTÉSEK JEGYZÉKE ......................................... .5 BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK ...................................................... .7 1.1 A téma aktualitása és jelentősége................................................ .7 1.2 A kutatás célkitűzései.................................................................. .9

2.

A KUTATÁS IRODALMI HÁTTERE, MEGALAPOZOTTSÁGA..... 11 2.1 A nitrogén szerepe a szárazföldi ökológiai rendszerekben, illetve a füves társulásokban .......................................................... 11 2.1.1 A nitrogén előfordulása és körforgalma a természetben ....... 12 2.1.2 A talaj nitrogén forgalma ...................................................... 16 2.1.3 A légkör nitrogén forgalma ................................................... 21 2.2 A nitrogénformák mérése nemzetközi és hazai füves felszínek felett ................................................................................ 26

3.

A DENITRIFIKÁCIÓS – DEKOMPOZÍCIÓS (DNDC) MODELL LEÍRÁSA ............................................................................................... 31 3.1 A modell felépítése ........................................................................ 31 3.1.1 Klíma paraméterek és a talajklíma ........................................ 33 3.1.2 A növényi fejlődés paraméterei ............................................ 34 3.1.3 A talaj biogeokémiája ........................................................... 36 3.1.3.1 Bomlás (dekompozíció) .................................................. 37 3.1.3.2 A talaj nitrogén dinamikája – nitrifikáció/denitrifikáció 38 3.2 A pontfuttatás................................................................................. 41 3.3 Bemenő és kijövő adatok ............................................................... 42

4.

VIZSGÁLATI TERÜLET: A BUGACI TÁJ ......................................... 47

5.

MÉRÉSI MÓDSZEREK......................................................................... 51 5.1 Meteorológiai mérések .................................................................. 52 5.2 Száraz nitrogén ülepedés meghatározása „inferential” módszer alapján ............................................................................................ 53 5.3 Nedves nitrogén ülepedés meghatározása ..................................... 55 5.4 Légköri ammónia gáz, salétromsav gőz és az aeroszol részecskék ammónium, nitrát koncentrációjának mérése DELTA denuderrel 55 5.5 A talaj dinitrogén-oxid kibocsátásának mérése statikus (zárt) kamrákkal ............................................................................. 58 5.6 A talaj nitrogén-monoxid kibocsátásának mérése dinamikus kamrákkal ....................................................................................... 60 5.7 Az NO, NO2, O3 koncentráció és fluxus meghatározása ............... 61 3

5.8

Talaj, biomassza és talajoldat nitrogéntartalmának meghatározása ................................................................................ 62

6.

EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK .................................................. 63 6.1 Meteorológiai jellemzők és azok változása a mérési periódusban 63 6.2 A talajkibocsátás függése a talajhőmérséklettől ........................... 66 6.3 A talajkibocsátás függése a talaj víztartalmától ............................. 67 6.4 A nitrogén komponensek fluxusai és az anyagmérleg ................... 70 6.5 Eredmények összehasonlítása más európai területekkel ................ 82 6.6 Modellezési tevékenység ............................................................... 84 6.6.1 Érzékenységi vizsgálat .......................................................... 84 6.6.2 Validáció és a modellezési eredmények összehasonlítása a mért adatokkal ....................................................................... 88 6.6.3 A modellezés nehézségei ...................................................... 95 6.7 Új tudományos eredmények........................................................... 97

7.

KÖVETKEZTETÉSEK ÉS JAVASLATTÉTEL ................................... 99 7.1 Gyepes ökológiai rendszer légkör–felszín közti kicserélődésének számszerűsítéséből, valamint nitrogénmérlegének meghatározásából levonható következtetések ............................... 99 7.2 Ökológiai modellszimuláció eredményei alapján (elsősorban a kibocsátásból) levonható nitrogén kicserélődés becslés és javaslattétel nagyobb térbeli skálára ........................................... .100 7.3 Becslés és javaslattétel, hogy a művelési stratégia módosítása hogyan hat a talaj-növényzet nitrogénháztartására ..................... .102

8.

ÖSSZEFOGLALÁS............................................................................. .105

9.

SUMMARY ......................................................................................... .107

10.

IRODALOMJEGYZÉK....................................................................... .109

11.

KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS ............................................................. .124

4

JELÖLÉSEK, RÖVIDÍTÉSEK JEGYZÉKE Felszínborítási adatbázis (Coordination of Information on the Environment) COST 729 A bioszféra–légkör közti nitrogén fluxus becslése és kezelése Európában. Az Európai Tudományos Alap által támogatott Európai Tudományos és Technológiai Együttműködés keretében (European Cooperation in Science and Technology, Action 729) COTAG A légkör stabilitásától függő időátlag-gradiens módszer (COnditional Time-Average Gradient method) DELTA N-formák légköri koncentrációjának havi átlagolású denuderes mérése (DEnuder for Long Term Atmospheric sampling) DNDC Denitrifikáció-bomlás modell (DeNitrification-DeComposition model) DOC Oldott szerves széntartalom (Dissolved Organic Carbon) EMEP Európai Megfigyelő és Értékelő Program (European Monitoring and Evaluation Program) GC-ECD Gázkromatográfelektronbefogásos detektor (Gas Chromatograph Electron Capture Detector) GC-MS Gázkromatográf-tömegspektrométer (Gas Chromatograph Mass Spectrometry) GIS Geoinformációs Rendszer (Geografical Information System) GR Globálsugárzás (Global Radiation) GRAMINAE Gyepek ammónia kölcsönhatása füves területeken Európában kutatási program (GRassland AMmonia INteraction Across Europe) GreenGrass EU-V integrált kutatási keretprogram. Európai művelt füves területek üvegházgáz forrásai és nyelői és megelőző stratégiák (Sources and sinks of greenhouse gases from managed european grasslands and mitigation scenarios) GWP Globális felmelegítési potenciál (Global Warming Potential) INI Nemzetközi Nitrogén Kezdeményezés – Nemzetközi szervezet a nitrogén felhasználás optimalizálására az élelmiszertermelés során (International Nitrogen Initiative) IPCC Éghajlat-változási Kormányközi Testület (Intergovernmental Panel on Climate Change) LAI Levélfelületi index (Leaf Area Index) NEU NitroEurope EU-VI. integrált kutatási keretprogram. A nitrogén körforgalom és annak hatása az európai üvegházgáz mérlegre NILU Norvég Légkörkutató Intézet (Norwegian Institute for Air Research) CORINE

5

Nitrogén Európában (Nitrogen in Europe) Az Európai Tudományos Alap támogatásával működő kutató, hálózati program; a kilenc legfontosabb nitrogén problémával foglalkozik NOFRETETE Európai erdei ökológiai rendszerek nitrogén-oxid kibocsátása kutatási program (Nitrogen Oxides Emission from European Forest Ecosystems) NPP Nettó szervesanyag termelés (Net Primary Production) Nr Reaktív nitrogén PAN Peroxi-acetil-nitrát SOC Talaj szerves széntartalma (Soil Organic Carbon) SWC Talaj víztartalma (Soil Water Content) WFPS Talajpórusok víztelítettsége (Water Field Pore Space) NinE

6

1. BEVEZETÉS ÉS CÉLKITŰZÉSEK 1.1

A téma aktualitása és jelentősége

Az utóbbi két évszázadban egyre nagyobb mértékben nőtt az emberiség ökoszisztémákra gyakorolt hatása. Az egyik alapvető antropogén hatás a természetes társulások megzavarása, átalakítása, illetve kiirtása, vagy a társadalom szükségleteit ellátó élőlényközösségekkel történő helyettesítése. A különböző elemek körfolyamatai kölcsönösen befolyásolják egymást, mivel szoros kapcsolatban állnak egymással. Az élő szervezetek anyagának több mint 95%-át a szén, a hidrogén, az oxigén, a foszfor, a kén és a nitrogén (mely sok társulásban lehet limitáló tápanyag) alkotja. Ezen elemek közül a nitrogén rendelkezik az egyik legkomplexebb elemciklussal, ezért számos átalakulási folyamat, illetve az azokat befolyásoló tényező még nincsen teljes részletességgel feltérképezve, feltárva. Noha megjelent néhány összefoglaló tanulmány a globális léptékű N-forgalomról (IPCC, 2007; Davidson and Kingerlee, 1997; Kasibhatla et al., 1993), a biomok N-mérlegének, illetve Nemissziójának bizonytalansága továbbra is igen nagy, mert viszonylag kevés számú megfelelő (mind labor, mind terepi) mérés áll rendelkezésre. Az viszont bizton állítható, hogy az emberi tevékenység, a természetes nitrogénforrások mellett, azzal összemérhető mennyiségű nitrogénvegyületet juttat a légkörbe, mely nitrogéntöbblet – új forrást jelentve – megzavarhatja a nitrogén ciklus dinamikus, de egyben kényes egyensúlyát, és kárt okozhat a bioszférában. A tározók (rezervoárok) közötti anyag- és energiaforgalom során a nitrogén folyamatos körforgásban van, így mint biológiailag fontos elem részt vesz az ökoszisztéma anyagcserefolyamataiban is, majd ismét visszakerül az élettelen környezetbe. A nitrogén körforgalmát nagymértékben tudják befolyásolni az antropogén tevékenység (nem mindig ismert) hatásai, melyek a légkörkémiai folyamatokon, valamint az állatok, a növények és a különféle mikroorganizmusok anyagcserefolyamatain keresztül a különböző oxidált és redukált nitrogénformák koncentrációjára, terjedésére, mennyiségére és arányára stb. is hatással vannak. A környezeti állapot leírásában a koncentráció alapú mérőszámok mellett Magyarországra is megjelentek anyagmérlegeken alapuló tanulmányok (pl. Horváth et al., 2010). A nyomanyagok felszín – bioszféra − légkör közötti kicserélődése a meteorológiai elemek, koncentrációk mellett nagyban függ az adott terület ökoszisztémájától és a talaj fizikai tulajdonságaitól. Ez adja a különböző ökoszisztémák feletti mérések fontosságát és szükségességét. Az intenzíven nem művelt szárazföldi ökológiai rendszerek nitrogénmérlegét elsősorban a légkör − felszín közti kicserélődés határozza meg. Nem trágyázott területeken az ökoszisztémák fő nitrogénbevételi forrása 7

a légkör, de nem szabad megfeledkezni a hüvelyesek arányától függően a nitrogén megkötésről sem. Ugyanakkor a bioszféra is jelentős mennyiségű nitrogént és nitrogénvegyületet bocsát ki. A kicserélődés tehát kétirányú, az ülepedési és kibocsátási folyamatok eredője az úgynevezett nettó fluxus. A nitrogénvegyületek kibocsátása részben a talajból, részben a növényzet légzőnyílásain keresztül történik. A talajban a nitrogénvegyületek széles oxidációs-skálán fordulnak elő, az ammóniumtól (–3) a nitrátig (+5). A talajban végbemenő nitrifikációs és denitrifikációs folyamatok alapvetően befolyásolják a talaj nitrogénmérlegét. A denitrifikáció során a nitrátból alacsonyabb oxidációs fokú nitrogénvegyületek, gázhalmazállapotú köztitermékek: nitrogén-monoxid (NO), dinitrogén-oxid (N2O) és elemi nitrogén (N2) keletkeznek, melyek felszabadulhatnak. A szárazföldi ökológiai rendszerek talajából, tehát elsősorban e három gáz kibocsátásával kell számolni. Az ökoszisztémák talajának nitrogén kibocsátása nagymértékben függ a talaj nitrogéntartalmától, ezen kívül egyéb paraméterektől is, többek között a talaj hőmérséklete is nagymértékben hat a denitrifikációs folyamatok intenzitására. A talaj víztartalma a másik fontos tényező. A talaj víztartalma és a nitrogénvegyületek emissziója között azonban nincs egyenes arányosság, van ugyanis egy optimális víztartalom, ahol a denitrifikációs folyamatok intenzitása és a talaj nitrogén kibocsátása a legintenzívebb (Davidson, 1991). A bioszféra a növényzeten keresztül is bocsáthat ki nitrogénvegyületeket, elsősorban ammóniát (NH3). (A talaj ammónia kibocsátása csak bázikus kémhatású talajoknál figyelhető meg.) Az ammónia gáz szerepe a troposzférában, az ökológiai rendszerek nitrogén terhelésében, illetve tápanyag-ellátásában közismert. Vannak olyan nitrogénvegyületek, amelyeknek fluxusai csak negatív irányúak lehetnek (ülepedés) a légkör és az ökológiai rendszerek között, mert a talaj és növényzet nem bocsátja ki őket. Ezek közül legfontosabbak a gázhalmazállapotú nitrogén-dioxid, a salétromsav (gőz), valamint a finom és durva aeroszol részecskék tartományában jelenlévő légköri ammónium és nitrát. A légköri gázok és részecskék két módon jutnak a felszínekhez, részben a felhőképződéskor és a csapadékhullás során mosódnak ki (nedves ülepedés), részben a felszín közeli turbulens mozgásokkal érkeznek a növény és talaj felszínére (száraz ülepedés), ahol részben megkötődnek (a molekuláris diffúzió, lamináris mozgások hatásfoka három nagyságrenddel kisebb). A száraz és a nedves ülepedés aránya általában összemérhető mértékű. A fent vázolt folyamatok és komponensek határozzák meg az ökológiai rendszerek, így a füves táj feletti légkör – felszín közti nitrogénmérlegét. Az emberi tevékenység számos közvetett és közvetlen módon hozzájárul a Nciklus módosulásához. A különböző N-vegyületek az órástól egészen az évszázados nagyságrendű élettartammal rendelkeznek, ennek függvényében a 8

hatásuk is széles időskálájú éghajlatváltozásig (l. 1. ábra). órák

napok

hetek

légköri koncentráció látástávolság ülepedés egészség (heveny) vizek (epizód) közvetlen hatások (növény)

a

közvetlen

hónapok

évek

impakttól

egészen

évtizedek

az

századok

egészség (idült) vizek (krónikus)

vegetáció (fajösszetétel) talajfolyam atok talaj tápanyag készlet erdei ökol. rendsz. szénm egkötés épített környezet klím aváltozás

1. ábra: a nitrogén kaszkád, a nitrogénvegyületek hatása a különböző közegekre, különböző időskálán (Jan Willem Erisman nyomán) Ezen változások nyomonkövetése tehát nélkülözhetetlen, hogy meghatározhassuk a szennyezőanyag kibocsátások és a kedvezőtlen hatások jelenlegi és jövőbeli összefüggését. Bár ezekről a folyamatokról sok esetben elégséges információkkal rendelkezünk, mégis sok még a bizonytalan tényező. Több európai kutatási program (pl. GRAMINAE, GreenGrass, NOFRETETE, NitroEurope) foglalkozott, illetve foglalkozik a különböző szárazföldi ökológiai rendszerek nitrogén forgalmával.

1.2

A kutatás célkitűzései

Ezidáig számos nitrogén fluxus mérést végeztek különböző tudományos közösségekben és különböző vizsgálati céllal (pl.: légszennyezettség, üvegházhatás, vízszennyezettség, növényi tápanyagok mérése stb.), míg a teljes N-mérleg mérésére tájléptékben az összes számottevő ki- és bejövő N-fluxust részletezve, ritkán került sor. A 2006-ban indult Európai Uniós kutatási projekt (NitroEurope IP FPVI.) célja, hogy európai léptékben meghatározzák a nitrogénvegyületek ciklusát és a N-mérleget különböző szárazföldi felszínek (erdő, szántó, gyep) 9

felett. Doktori munkám alapvetően e programmal kapcsolatos magyarországi részvizsgálatokat érinti. A projekt egyik fő munkaprogramja a nitrogénvegyületek fluxusának mérésén és modellezésén alapuló nitrogénmérleg meghatározását tűzte ki célul. Természetesen a mérési tevékenység időben és térben is behatárolt, ráadásul rendkívül költségigényes. A táj, illetve nagyobb léptékben történő nitrogénmérleg meghatározása csak a mérési és modellezési tevékenység együttes alkalmazásával lehetséges. Az EUVI projektben résztvevő kutatók több modellt dolgoztak ki ezzel kapcsolatban, mely a pontskálától a kontinensnyi léptékig terjed. A modellezés és a modellfejlesztés leglényegesebb lépése az úgynevezett "upscaling", azaz a kisebb léptékű modellek nagyobb léptékre történő alkalmazása. A doktori munkám tehát ezekhez a vizsgálatokhoz kapcsolódik, mely részben mérési, részben modellezési tevékenységben nyilvánul meg, szoros kapcsolatban a nemzetközi projektekkel, azok eredményeit is felhasználva. Célom volt a nitrogénmérleg meghatározása egy adott ökológiai rendszer (homoki legelő) és a légkör határán, megállapítva mind a légköri bevételt, mind a talaj, illetve növényzet kibocsátását. Célom volt továbbá az EU kutatási keretprogramok kapcsán kidolgozott nitrogénmérlegre vonatkozó modell alkalmazása, illetve a modell hazai viszonyokra való adaptálása. A modell alkalmazásával mérési eredményeink nagyobb léptékben, nagyobb területekre is általánosíthatók lesznek.

10

2. A KUTATÁS IRODALMI HÁTTERE, MEGALAPOZOTTSÁGA 2.1

A nitrogén szerepe a szárazföldi ökológiai rendszerekben, illetve a füves társulásokban

A füves élőhelyek a magyar táj egyik legjellegzetesebb alkotóelemei. Magyarország területének mintegy 11%-át (több mint 1.000.000 hektárt) borítja füves felszín, mely a KSH adatai szerint folyamatosan csökken. Az összes gyepterületünk 21%-a (kb. 200.000 hektár) tartozik valamilyen védettségi oltalom, természetvédelemi besorolás alá (Szentes et al., 2007). A füves területek minőségi megoszlására jellemző, hogy kb. 70%-a gyenge termőképességű és a többi terület is döntően közepes minőségű, amelyeken általános az extenzív használat. Hazánkban az országos jelentőségű védett területek jelentős részét a különböző gyeptípusok teszik ki. A Kiskunsági Nemzeti Park területén találhatók a különleges élőviláguk miatt természetvédelmi szempontból igen értékes, viszonylag nagy kiterjedésű, jó állapotú homokpuszták.

2. ábra: Magyarország gyepterületei (CORINE Land Cover 50 alapján) Az alföldi puszták hazánk legfontosabb természeti értékei közé tartoznak. Ugyanakkor a természetközeli gyepek területének csökkenése és 11

azok egyre nagyobb mértékű elaprózottsága, valamint a legelő háziállatok állományának visszaesése miatt a füves élőhelyek és a hozzájuk kötődő fajok egyre inkább veszélyeztetekké válnak. Ez a folyamat hosszabb távon a hazánkra jellemző nyílt alföldi legelő-táj megváltozásához vezethet, aminek beláthatatlan következményei lehetnek. A külterjes legeltetés és a hagyományos rétgazdálkodás olyan környezetet alakított ki az elmúlt évszázadokban, amelyben növényfajok sokasága találta meg életfeltételeit. Hazánk védett növényfajainak közel egynegyede, valamint a veszélyeztetett állatfajok egyharmada kötődik valamilyen szinten a gyeptársulásokhoz (Kárpáti, 2001). Ez a sokféleség nagyon fontos sok gerinctelen állatfaj, elsősorban a lepkék számára is. Az extenzív réteken és legelőkön nagy lehet a kisemlősök állománya is (pl: a löszös vagy homokos talajú gyepeken fennmaradt ürgetelepek), ami zsákmányul szolgálhat a parlagi sas és a kerecsensólyom – két veszélyeztetett, ritka ragadozómadár fajunk – a vércsék, a sólymok és más ragadozók számára. A gyeptársulások fontosak számos megcsappant állományú, vagy ritka madárfaj költőhelyeként is. A füves társulástípusok megőrzése szükséges e fajgazdagság fenntartásához. A természetközeli füves tájak fenntartása elképzelhetetlen az extenzív gyepgazdálkodási módszerek és botanikai vizsgálatok mellett az átfogó C- és N-forgalmak kutatása nélkül. A füves társulások egyik jellemzője, hogy a szén, a nitrogén és a kén főleg a légkörből kerülnek be a társulások anyagkörforgalmába. A légkörből kiülepedő elemek a növények számára újonnan bekerült tápanyagként jelennek meg, és a növények nagyobbrészt ebből a forrásból fedezik tápanyagszükségleteiket. Ahhoz, hogy a füves táj nitrogénmérlegét meg tudjuk állapítani, ismernünk kell a N-ciklusban résztvevő összes N-forma képződésének, kicserélődésének és átalakulásának folyamatait mind a talajban, mind a légkörben. 2.1.1 A nitrogén előfordulása és körforgalma a természetben Nincs még egy olyan, az élethez nélkülözhetetlen, számos formában előforduló elem, mint a nitrogén. A maga sokféle oxidációs állapotával (–3 és +5 között változhat), számos köztitermék átalakulási mechanizmusával, valamint a változatos környezeti szállító és tároló folyamataival a nitrogén elemciklusa vitathatatlanul az egyik legösszetettebb a fő építő elemek közül. A talajban, illetve a légkörben az alábbi tizenegy féle formában fordul elő a leggyakrabban a nitrogén (1. táblázat). A különböző N-formák közti átalakulás a légkörben kémiai úton, a talajban főként mikróbák által történik (lásd. 2.1.2 és 2.1.3 fejezeteket). 12

A talaj mikrobiológiai folyamatai így fontos szerepet játszanak az ökológiai rendszer működésében: a legtöbb szárazföldi ökoszisztémában a nitrogén limitálja a növényi növekedést és így a biomassza termelési kapacitását is. A nettó szervesanyag termelés (NPP – Net Primary Production) mértéke, mely a CO2 fotoszintézisén alapul, függ a tápanyag-ellátottságtól, így a mikroorganizmusok által szabályozott és általuk átalakított, a növények számára használható nitrogénformák jelenlététől is. 1. táblázat: a N-vegyületek fő formái és oxidációs állapotuk a természetben Név: Nitrátion Nitrogén-dioxid Nitrition Nitrogén-monoxid Dinitrogén-oxid Dinitrogén Hidroxil-amin Hidrazin Ammónia Ammóniumion Szerves aminok

Kémiai képlet NO3NO2 NO2NO N2O N2 NH2OH (NH2)2 NH3 NH4+ R-NH2

Oxidációs állapot +5 +4 +3 +2 0 és +2 0 -1 -2 -3 -3 -3

A nitrogén számos formája egyben szennyező is, így az egymásba átalakuló N-formák – sokszor a képződés helyétől igen távol – hatással vannak az emberi egészségre és a környezetre. Világviszonylatban a biológiai és ipari N2 megkötés ma már messze felülmúlja a természetben zajló, denitrifikáció által légkörbe kerülő nitrogén mértékét, felborítva ezzel az iparosodás előtti Nciklus (l. 2.1.2 fejezet) dinamikus egyensúlyát, mely így a fő oka annak, hogy a nitrogén vált a modern kor egyik szennyezőjévé (Galloway et al., 2003). Másszóval a N2 antropogén megkötésével (Haber-Bosch-féle ammónia szintézis) a természetben az inert N2-ból olyan nitrogénvegyületeket állítunk elő, melyek a bioszférába/légkörbe kerülve igen reaktívak, átalakulva más Nformákká befolyásolnak egyéb dinamikus egyensúlyban lévő folyamatokat (fotokémiai reakciók, ózon-koncentráció, tápanyag limitáció, eutrofizáció, üvegházhatás, stb.). A biogén elemek körforgása nem mindenhol zajlik egyenletes sebességgel, a légkörben rövidebb, az óceáni üledékben és a kőzetekben hosszabb időre tárolódhatnak és halmozódhatnak fel (Schlesinger, 1997). Az éghajlatváltozás hatására közvetve is módosulhat a társulások anyag- és 13

energiaforgalmában fontos szerepet játszó elemek és vegyületek körforgalma. Így a nitrogén körforgalmának megváltozása is komoly hatással lehet a különböző ökológiai rendszerekre (Vitousek, 1994; Vitousek et al., 1997a,b). Az ökológiai kutatások egyik kérdése, hogy a biogeokémiai ciklusok megváltozása, megváltoztatása milyen kapcsolatokon keresztül (közvetett vagy közvetlen) csökkenthetik a biodiverzitást (Chapin et al., 2000). Az egyes szférákban jelen levő nitrogén a durva és sokszor eltérő becslések szerint a legnagyobb mennyiségben a légkörben található meg (3,9×1021 g N). Ennél körülbelül hat nagyságrenddel kevesebb nitrogén tárolódik a szárazföldi társulások biomasszájában (3,5×1015 g N) és 4–5 nagyságrenddel kevesebb a talaj szerves anyagaiban (95–140×1015 g N) (Márialigeti és Nagymarossy, 1998; Mészáros, 2002; Galloway et al., 2004). A növények és a mikrobák N-felvételi sebessége viszonylag gyors, ezért kevés szervetlen nitrogén marad a talajban, így a N-elérhetőség a legtöbb talaj esetében viszonylag csekély. A nitrogén sok társulás esetében limitáló tápanyag, ami főleg a félig száraz (semiarid) és száraz (arid) területek, valamint a primer szukcessziós társulásokra igaz. A nitrogén a légkörben legnagyobbrészt elemi nitrogén (N2) alakjában van jelen, azonban a legtöbb élőlény számára ilyen formában nem hasznosítható (a nagyenergiájú hármas kötés miatt a nitrogénmolekula nem reakcióképes, inert gáz). A növények a hüvelyesek rendjét leszámítva a nitrogént csak vegyület formájában képesek felvenni, így az N2-t előbb meg kell kötni. A nitrogénmegkötés során a nitrogén szénnel, oxigénnel, vagy hidrogénnel kapcsolódik, így szerves nitrogénvegyületekké, különböző nitrogén-oxidokká, illetve ammóniává alakul. A nitrogén természetes módon kétféleképpen alakulhat át a növények számára hozzáférhető formába: a) villámlás során kötődik meg, különböző nitrogén-oxidok formájában (~5,4 Tg N év–1) (Galloway et al., 2004), b) biológiai úton kötődik meg. A biológiailag megkötött nitrogén becsült mennyisége szárazföldi társulásokban ~90 Tg N év–1, jóval nagyobb mennyiség, mint ami villámlás útján képződik (Erisman et al., 2011). A talajban szintén a mikrobák által végbemenő folyamat a denitrifikáció (részletesen l. később), mely a megkötéssel ellentétes irányú, vagyis a nitrogén NO, N2O vagy N2 formájában visszakerül a légkörbe, és ezzel zárul a talaj nitrogén-körforgalma. A fent említett folyamatok dinamikus egyensúlyban vannak egymással, ezáltal a légköri nitrogén viszonylag állandó koncentrációját biztosítják. 14

A szárazföldi ökológiai rendszereknél nitrogénveszteséget jelentenek a talajvízbe mosódó nitrogénvegyületek (elsősorban nitrátion), amelyek a folyókba, majd a tengerekbe kerülnek. Ez a mennyiség (kb. 48 Tg N év–1) és kb. 50%- át teszi ki a tengerekbe és óceánokba kerülő nitrogénnek (a maradék a csapadékkal kerül a tengerekbe). Az emberi tevékenység is befolyásolja a nitrogén körforgalmát. Nagymennyiségű nitrogén (évente kb. 70 Tg) szabadul fel a különböző rezervoárokból (mobilizáció). A fosszilis tüzelőanyagok égetése során évente több mint 24,5 Tg, az erdőirtások, biomassza égetés, valamint a lápok és mocsarak lecsapolása miatt kb. 10 Tg nitrogén szabadul fel (Galloway et al., 2004). A vizes területeken jellemzően nagyobb mértékű denitrifikáció folyik, ennek következtében a vizes élőhelyek visszaszorulásával kevesebb nitrogén jut vissza a légkörbe, ellenben nő a vízfolyásokba és az állóvizekbe kerülő nitrogén mennyisége. A Haber-Bosch eljárás elterjedése óta az emberiség közvetlenül is jelentős mennyiségű nitrogént köt meg, a környezetre gyakorolt hatásának mértékét nehéz meghatározni, mivel ehhez pontosan ismerni kellene a kizárólag természetes úton megkötött nitrogén mennyiségét. A szárazföldi ökológiai rendszerek biológiai N-megkötését 90 Tg -ra becsülik évente. Az ember által megkötött nitrogén évi mennyiségét körülbelül ezzel azonos nagyságrendűre becsülik, vagyis antropogén hatásra megduplázódott a légkörből a társulásokba kerülő nitrogén mennyisége. A becslések nagy bizonytalansággal terheltek, de az megállapítható, hogy a különböző emberi tevékenységek, főképpen a műtrágyagyártás, a hüvelyesek termesztése, a fosszilis tüzelőanyagok elégetése (magas hőmérsékletű égés során a levegő O2 és N2 tartalma átalakul NO-vá) együttesen jelentősen megnövelik a társulások által felhasználható nitrogén mennyiségét (Vitousek et al., 1997b). A műtrágya gyártásakor nitrogénből és hidrogénből ammóniát állítanak elő nagy nyomáson és magas hőmérsékleten (Haber-Bosch eljárás), majd ezt alakítják át egyéb N-formává, salétromsavvá, majd műtrágyává. A kiszórt mennyiség egy része a mezőgazdasági területekről a természetes társulásokba kerülhet. A műtrágyagyártással kb. 86 Tg nitrogént juttatunk a társulások anyagforgalmába (Erisman et al., 2011) (l. 3. ábra).

15

7000

90 A Föld népessége (millió) Mezőgazdasági terület (1000 km2) Műtrágyázás (Tg) NOx kibocsátás (Tg)

5000

80 70 60

4000

50

3000

40 30

2000

Műtrágya és NOx

Népesség, terület

6000

20 1000

10 0 1850

0 1900

1950

2000

3. ábra: a népesség és a N-felhasználás alakulása az elmúlt századokban A hüvelyes haszonnövények termesztése következtében megkötött nitrogén tömegét nehéz megbecsülni, ez hozzávetőlegesen 33 Tg N lehet évente (Erisman et al., 2011). A fosszilis tüzelőanyagok magas hőmérsékletű égése ugyancsak (évi kb. 24,5 Tg N) nitrogént juttat a légkörbe különböző nitrogén-oxidok formájában (Galloway et al., 2003), ami egyébként a geológiai időskálán hosszú ideig még nem válna hozzáférhetővé az élőlények számára. Az esetek többségében a nitrogén limitáló tápanyagként van jelen a társulások anyagkörforgalmában, mely a mérsékelt övi és a hidegebb éghajlatú területekre különösen érvényes. A természetes, vagy antropogén hatásra megnövekedő nitrogénforrás egy bizonyos mértékig megnöveli a nettó primer produkciót és a növényi biomassza tömegét. A Liebig- féle limitációs elmélet szerint egy szintet elérve viszont már nem növekszik a primer produkció; a felesleges nitrogén vagy kimosódik, vagy gázként távozik a talajokból, vagy a vízi társulások esetén a tápanyag feldúsulását, azaz eutrofizációt eredményez. 2.1.2 A talaj nitrogén forgalma A nitrogén megkötésére képes baktériumok a légkör nitrogénjét ammóniává (NH3) tudják alakítani a nitrogenáz enzim és a szerves vegyületek lebontásából származó energia segítségével: N2 + 8 H+ + 8 e- + 16 ATP → 2 NH3 + H2 + 16 ADP + 16 P.

16

(1)

Az N2 megkötésére képes mikroorganizmusokat életmódjuk alapján két csoportra lehet osztani: a) az úgynevezett szabadon élő baktériumok, melyek általában olyan helyeken fordulnak elő, ahol a környezetükben nagymennyiségű szervesanyag áll a rendelkezésükre, amelyet képesek közvetlenül hasznosítani, mint például az Azotobacter, a Clostridium, vagy az Anabaena. b) a szimbionta baktériumok, amelyek a magasabb rendű növények gyökereivel élnek együtt, mint például a Rhizobium, mely a hüvelyesek (Leguminosae) gyökérgümőiben él. Egyéb növényfajoknál is, például éger (Alnus sp., Betulacecae), a keskenylevelű ezüstfa (Elaeagnus angustifolia, Elaeagnaceae) is találkozhatunk szimbionta nitrogénfixáló (Frankia) szervezetekkel. Nagymértékben képesek befolyásolni az egyes elemek körforgalmát a talajban végbemenő lebontó folyamatok is, így meghatározó szerepet töltenek be a társulások anyag- és energiaforgalmában. A talajba kerülő, elhalt anyagok lebontása több, egymásra kölcsönösen ható folyamatban zajlik. A szervesanyagokat alkotó elemek (főleg a szén és a nitrogén) mikroorganizmusok általi immobilizációja és mineralizációja képes döntően befolyásolni a lebontás sebességét és az elemkörforgalmat. Az immobilizációt és a mineralizációt pedig olyan változók befolyásolják, mint például az elhalt biomassza C és N mennyisége és aránya (pl. Schlesinger, 1997; Pereira et al., 1998; Knops et al., 2002). Az elhalt biomassza egy része a talaj felsőbb rétegeiben élő különböző mikrobiális szervezetek (baktériumok, gombák) tevékenységének hatására fokozatosan mineralizálódik, vagyis újra szervetlen komponensé alakul. A növényi gyökerek felveszik ezen szervetlen vegyületek egy részét (tápanyagfelvétel), és anyagcseréjük során ismét szerves anyagokká alakítják őket. A szervetlen és szerves anyagok másik része a mikrobiális immobilizáció során ideiglenesen kikerül a körforgalomból. Ezeket az anyagokat a mikrobák beépítik a szervezetükbe (mikrobiális biomassza), hogy az anyagcseréjük során hasznosítsák őket. A mikrobák pusztulása után a mikrobiális biomassza egy része humusszá alakul (humifikáció), ami idővel a talajok alsóbb rétegeiben felhalmozódik. A humuszt alkotó anyagok stabil vegyületek, ezért hosszabb ideig raktározódnak ebben a formában, vagyis eközben nem vesznek részt a biokémiai ciklusban (Schlesinger, 1997). A talajok nitrogén-körforgalmát és mineralizációs rátáját a mikrobiális szervezetek lebontó tevékenysége határozza meg leginkább. A mikrobiális anyagcseréhez szükséges szenet elsősorban a növények biztosítják. A mikroorganizmusok által beépített szerves-N jelentős része a mikrobiális biomassza pusztulását követően a humuszba épül be, vagyis kikerül az 17

elemciklusból – immobilizálódik. A N-mineralizáció és immobilizáció egyensúlya a szerves anyagok mikrobiális lebontásának és a növényektől származó szén mennyiségének arányától függ. A nitrogén sematikus körforgalma a füves társulásokon belül a 4. ábrán látható.

4. ábra: a N-körforgalom (Machon et al., 2008) Az ammonifikáció során a szerves nitrogéntartalmú vegyületekből heterotróf mikrobák anyagcserefolyamatai következtében ammóniumion (NH4+) keletkezik, melynek egy részét felvehetik a növények (tápanyagfelvétel), különféle mikrobák (immobilizáció), illetve egy része ásványi sók formájában a kőzetekben raktározódhat (mineralizáció). Ha a talaj jól átszellőzőtt (aerob körülmények), akkor az ammóniumion kemoautotróf baktériumok (pl. Nitrosomonas, Nitrobacter) segítségével a nitrifikáció során előbb nitritté (NO2-), majd nitráttá (NO3-) oxidálódhat: 2 NH4+ + 3 O2 → 2 NO2- + 2 H2O + 4 H+ 2 NO2- + O2 → 2 NO3-

(2) (3)

Az N2O és az NO a nitrit átalakulás köztitermékei, amikor limitált oxigén hozzáférésű feltételek mellett a nitrifikálók az NO2-t használják terminális elektron akceptornak. A képződött nitrátot vagy a növények veszik 18

fel, vagy más mikrobák, így ismét visszaalakulhat ammóniává (asszimilatív nitrát redukció), amelyet aztán a mikrobák a saját anyagcseréjükben hasznosítanak (az immobilizáció révén). A fenti folymat határozza meg, hogy mely nitrogénvegyületek vannak jelen, ezáltal mely N-forma abszorbeálódik, hasznosul, illetve szóródik a környezetbe. E folyamat nagy befolyással van a növényi produktivitásra és a környezet minőségére. A nitrifikáció folyamán a relatíve immobilis NH4+ átalakul nagy mobilitású NO3--ná. Ez a folyamat erősen befolyásolja a növények N-felvételét, mert a NO3- forma képes kimosódni a gyökérzónából, illetve denitrifikálódni, ugyanakkor a növények számára is hozzáférhető fő felvételi formát jelenti (Skiba et al., 1993). Eltérő élőhelyeken egymástól különböző lehet az NH4+ és a NO3aránya, mert a mikrobiális folyamatoknak a függvényében változik, hogy a talaj nitrogénje a két vegyület közül mely formájában van inkább jelen; például a tundra talajaiban majdnem az összes nitrogén ammónium formájában van jelen, míg máshol szinte kizárólag a nitrát előfordulása a jellemző. A növények N-felvétele inkább a nitrát formát részesíti előnyben, mert az ammóniumion könnyen mérgező ammóniává alakulhat. A nitrát a nitrát-reduktáz enzim segítségével aminocsoportokká (-NH2) alakul át, és növényi aminosavakba, majd fehérjékbe épül be (Schlesinger, 1997). Anoxikus talajfeltételek esetén a NO3- a denitrifikáció során átalakul N2-vé a következő úton: NO3- → NO2- → NO → N2O → N2. Ezt a folyamatot a heterotróf baktériumok végzik (pl. Pseudomonas – fakultatív anaerob, vagyis oxigén jelenlétében aerob anyagcserét folytat), amelyek anaerob körülmények között a nitrát-reduktáz enzim segítségével képesek a nitrátot elemi nitrogénné redukálni: 5 CH2O + 4 H+ + 4 NO3- → 2 N2 + 5 CO2 + 7 H2O.

(4)

Mivel a folyamat során a nitrát úgy redukálódik, hogy nem épül be a mikrobák szervezetébe (vagyis nem immobilizálódik), ezért ezt a folyamatot disszimilatív nitrát redukciónak is szokták nevezni. A nitráttól a nitrogénig az átalakulás teljes, de egy kevés és változó mennyiségű N-rész mindig N2O gázként távozik. Az emisszió szórványosan fordul elő a vegetációs periódus előtt, alatt és után. A N2O hirtelen növekedése akkor következik be, amikor a korábban jól levegőzött talaj nedvessé, vagy telítetté válik az esőzés, öntözés, vagy hóolvadás után, vagyis a denitrifikáció főleg a nedves, oxigénszegény talajokban gyakori. Bedard-Haughn et al. (2006) beszámoltak arról, hogy a mikrobiális populáció összetétele fejti ki a legnagyobb hatást az emisszióra és viszonylag állandó marad az idővel, jóllehet a környezeti hajtóerők kölcsönhatása, valamint időbeli és térbeli változása (NO3- koncentráció, 19

hőmérséklet, talajpórusok víztartalma, szerves széntartalom stb.) befolyásolja az N2O mennyiségét. A szárazabb talajokban is vannak oxigénben szegényebb részek, így a denitrifikáció gyakorlatilag mindenhol előfordulhat a szárazföldi társulásokban (Schlesinger, 1997). Egyes növénytársulások anyagkörforgalmában a nitrogénhez való hozzáférés gyakran kulcsfontosságú szerepet játszik. Emiatt ha valamilyen hatás miatt megváltozik ennek az elemnek a ciklusa, az gyakran az egész ökológiai rendszer elemkörforgalmának és fajösszetételének a megváltozásával jár. Ez különösen azokra a társulásokra igaz, ahol a talaj szervetlennitrogéntartalma alacsony, ezért a nitrogén limitáló tápanyag. Ide sorolhatóak a szemiarid és arid területek füves társulásai, valamint a primer szukcessziós társulások jelentős része is. A gondolat továbbvitele, hogy egy egyensúlyban levő szukcesszióban milyen hatással van a nitrogén-ciklus megváltozása a növények fajok közötti versengésére (interspecifikus kompetíció), illetve a fajösszetételre. Ha a nitrogénért folyó versengés lényeges hatótényező a cönózis összetételét tekintve, akkor az egyes fajok elhalt szerves anyagainak befolyása a nitrogén-körforgalomra fontos tényező lehet a fajok kompeticiós képességeinek szempontjából is. A nitrogénkedvelő fajok uralkodóvá válhatnak a társulásban, mert kompetíciós előnyhöz jutnak a többi fajjal szemben, ezáltal akár csökkenhet a társulás növényfajainak sokfélesége is. Összefoglalva tehát: a talaj N-nyomgáz kibocsátása a különböző mikrobiális- és fiziko-kémiai folyamatok eredménye. Az NO és az N2O főleg nitrifikáció és denitrifikáció útján képződnek (pH<5 értéknél az NO kemodenitrifikációval is képződhet), mely folyamatok akár egyszerre is bekövetkezhetnek. A N-nyomgáz termelődést magában foglaló folyamatok nagysága erősen szabályozott a biotikus (mineralizáció, növényi N-felvétel), illetve abiotikus faktorok (hőmérséklet, talajnedvesség, műtrágyázás, Nülepedés) által, melyek lényegesen megváltoztatják a térbeli és időbeli arányokat. A nitrogén mineralizáció az egyik legfontosabb mikrobiális folyamat az ökológiai rendszerben, mivel átrendezi/újrafelosztja a nitrogént a nagy molekulasúlyú szerves és az oldott szervetlen nitrogénforma között. A mineralizációs folyamat ásványosítja a szerves nitrogént (pl. fehérjék, aminosavak) szervetlen nitrogénné (pl. ammónium és nitrát). Rendszerint ezt a folyamatot szokták ammonifikációnak is nevezni, mert az első szervetlen forma, ami képződik az ammónium. A mineralizációs folyamat során képződött ammónium mindazonáltal nem mindig halmozódik fel a talajban, mert elfogyhat más folyamatok által. Az ammóniumot felveheti a növény, átalakulhat nitráttá (nitrifikáció), felvehetik a mikroorganizmusok (mikrobiális immobilizáció), ammóniává törénő átalakulása után párolgással távozhat, vagy agyaghoz kötődhet, hogy csak a legfontosabb folyamatokat említsem. 20

2.1.3 A nitrogén légköri forgalma Az emberi tevékenység hatására a CO2 mellett a légkörbe kerülő nitrogéngázok mennyisége is nőtt. A nitrogén-monoxid kibocsátás kb. 80%-a, az ammóniának pedig kb. 70%-a emberi tevékenységhez köthető (Vitousek et al., 1997b). Az ammónia, valamint a nitrogén-monoxid (és -dioxid), reakcióképes gázok, ezért viszonylag rövid a tartózkodási idejük a légkörben (a legtöbb nitrogénvegyület tartózkodási ideje az órás-napszakos időtartamtól több napig terjed), mert a csapadékkal oldott formában, vagy száraz ülepedéssel hamar visszajutnak a társulások körforgalmába. A nitrogénmonoxid felelős többek között részben a savas ülepedés kialakulásáért (a belőle képződő salétromsav a savas csapadék egyik fő összetevője), az ammónia viszont közvetve csökkentheti a talajsavanyúságot a csapadék pH-jának növelésén keresztül. Az NOx (=NO+NO2) kiülepedési ütemét az OH· és ózonkoncentráció szabályozzák; viszont az NOx légköri tartózkodási idejének bármely változása az ózon kémiájának a függvénye (Bozó et al., 2006). A felszíni forrásokból kibocsátott NO nappal gyorsan NO2-dá oxidálódik, ekkor jelentős mennyiségű felszín közeli ózon keletkezhet, vagyis az ózon koncentrációja egyenesen arányos az NO és NO2 koncentrációjának arányával. (Mészáros, 1997). A későbbi oxidációs termékek (pl. peroxi-acetil-nitrát – PAN, salétromsav) koncentrációja az NO2-hoz viszonyítva kicsi. Az 5. ábrán látható reakciósorozatban nappal az NO-ból fotokémiai úton HNO3 is képződik, amit már a csapadék könnyen kimos a légkörből, illetve száraz ülepedéssel is könnyen távozik onnan.

21

5. ábra: az NO, NO2, és HNO3 közötti alapvető légköri reakciók nappal A nyomanyagok koncentrációjában napi menet figyelhető meg. A hidroxil gyök koncentrációja – mint a troposzféra kémiai folyamatainak fő mozgatója – a déli órákban a legnagyobb. Éjszaka a koncentrációja kisebb lesz és lecsökken a szerepe is, ilyenkor a nitrátgyök a legfontosabb oxidáló anyag, mely a nitrogén-dioxid és az ózon reakciójából keletkezik. A nitrát gyök nappal fotokémiailag gyorsan bomlik, ráadásul kevésbé reaktív, mint a hidroxil gyök, ezért nappal a hatása elhanyagolható. Éjszaka a következő főbb reakciók játszódnak le: NO2 + O3 → NO3 + O2 NO3 + NO2 → N2O5 N2O5 + 2H2O → 2HNO3

(5) (6) (7)

A nitrátion ammónium-nitrát formájában nagyobb mennyiségben fordul elő a troposzférában, mivel az ammónia – mely a biológiai folyamatok során nagy mennyiségben képződik – reagál a salétromsavval. A légköri nitrogénvegyületek jelentős része aeroszol fázisban, az ammónium-szulfát és ammónium-hidrogénszulfát (NH4HSO4) mellett, elsősorban ammónium-nitrát (NH4NO3) formájában fordul elő. A nitrát-, illetve ammóniumion tartalmú aeroszol részecskék sugárzásmódosító hatásuk (szórás és abszorpció) mellett a felhőképződésben (kondenzációs magvakként) is komoly szerepet játszanak 22

(Seinfeld and Pandis, 1998; Bozó et al., 2006). Az NH4+ és a NO3- száraz és nedves ülepedése is jelentős. A felszíni források által kibocsátott nitrogénvegyületek tehát főként másodlagos szennyezőanyagok formájában ülepednek ki, vagyis a légkörben számos kémiai átalakuláson mennek át, mielőtt onnan kikerülnének. A légköri kémiai átalakulás viszont meghatározott időt igényel. A redukált nitrogénvegyületek eloszlása szintén meglehetősen változékony, hiszen pl. a légkörbe jutó ammóniamolekulák igen rövid légköri tartózkodási idővel rendelkeznek. A redukált nitrogénvegyületek koncentráció-eloszlását a gyors légköri kémiai átalakulás és az effektív kihullási folyamatok miatt nagymértékben befolyásolja az emisszió eloszlása. Ha ennek térbeli változékonysága kicsi, akkor viszonylag homogén légköri koncentráció alakul ki. A légköri ammónia (NH3) legfontosabb forrásai az állatok vizeletében található karbamid és a szerves trágya bomlása, valamint a mezőgazdasági talajok műtrágyázása. A légkörből részben nedves ülepedés során kerül ki, részben a turbulens mozgások szállítják a mindkét irányban a felszín és légkör között (száraz ülepedés, illetve kibocsátás). Az előző folyamatok együttesen határozzák meg az ammónia nettó fluxusát. Olyan felszínek felett, ahol nincs legeltetés és műtrágyázás, általában az ülepedés dominál, míg nagy nitrogénterhelés mellett az ammónia nappali emissziója figyelhető meg (Horváth et al., 2005). Az ammónia bioszféra–légkör közti kicserélődése elsősorban a légzőnyílásokon keresztül történik. A nettó fluxus előjele, tehát az a tény, hogy az ammónia ülepszik-e, vagy felszabadul, az úgynevezett kompenzációspont- koncentráció és a tényleges légköri ammónia koncentrációarányától függ. A kompenzációs- pont az az ammónia koncentráció, amelyet a növények sejtközi nedvének ammónium koncentrációja és pH-ja tart fenn a légzőnyílásokon keresztül (Farquhar et al., 1980). Ha ez a koncentrációérték nagyobb, mint az aktuális légköri koncentráció, az ammónia gázt a növény a légzőnyílásokon keresztül kibocsátja, ellenkező esetben viszont felveszi (Nemitz et al., 2001). A talaj ammónia kibocsátása csak bázikus kémhatású talajoknál figyelhető meg. A két folyamat hatásának eredője az úgynevezett nettó fluxus. A növény sejtközi nedvének ammónium tartalma szoros kapcsolatban van a talaj nitrogéntartalmával. Ha utóbbi nagy, a növény nitrogén-felvétele intenzívebb lesz, ami a sejtközi nedv magasabb ammónium tartalmában nyilvánul meg, mely a kompenzációspont- koncentráció és az emisszió növekedésének irányában hat. A kompenzációspont- koncentráció a sejtközi nedv hidrogénion-koncentrációjával fordítottan arányos, a bázikus kémhatás tehát az emissziónak kedvez. A növény sejtközi nedvének pH-ja általában enyhén bázikus, a talajoké (kevés kivételtől eltekintve) enyhén savas. 23

Ennek az a következménye, hogy a talajok általában visszatartják az ammóniát, mivel a talaj által fenntartott kompenzációspont- koncentráció jóval kisebb, összehasonlítva a növényzetével (Sutton et al., 2001). Ha a talaj nitrogéntartalma megnövekszik, megnő az ammónia kibocsátás is, amely azonban nem a talaj és a légkör között, hanem a légzőnyílásokon keresztül történik. A megnövekedett nitrogénterhelés következtében a talajból inkább a nulla, és kettő oxidációs számú nitrogénformák (N2, NO, N2O) kibocsátása valószínű. A többi N-tartalmú gázzal ellentétben a N2O nem reakcióképes a légkör alsóbb rétegeiben, vagyis a troposzférában nincs számottevő nyelője, lassan feljut a sztratoszférába, ahol fotokémiai reakciókban vesz részt és átalakul. A N2O koncentrációjának növekedése jelentős hatással lehet az éghajlatra (az infravörös spektrum 8 μm-hez közeli hullámhosszán nyeli el a sugárzást), valamint a sztratoszférikus ózonréteget károsító hatása is ismeretes (Mészáros, 1997). A dinitrogén-oxid legfontosabb légköri forrásai a természetes és a mezőgazdasági talajok nitrifikációs-denitrifikációs folyamatai, melyekben, mint köztitermék, a talajból felszabadulhat (Firestone and Davidson, 1989). Jelentősebb N2O kibocsátást trópusi és nedves talajokban mértek, de a mezőgazdasági területek hozzájárulása a globális emisszióhoz sem elhanyagolható, noha mértékének becslése rendkívül bizonytalan. Az óceánok képezik az N2O másik jelentős forrását (4 Tg N ha–1 év–1, Hirzel, 2008). Ha a víz oxigénkoncentrációja 50 μmol kg–1-nál kisebb, akkor a NO3- és a NO2ionok lesznek a terminális elektron acceptorok (az oxigén helyett) a mikrobiológiai folyamatokban, ami így N2O képződéshez vezethet. Pozitív fluxus (kibocsátás) figyelhető meg a közepes és nagy szélességi körű (főleg a parthoz közeli, tápanyagban dúsabb) óceáni területeknél, ahol a víz túltelített és a gázkicserélődési együttható nagy. Ezeken a helyeken általában gázkibocsátás (outgasing) tapasztalható (Hirzel, 2008; Voss et al., 2011). Az égés – beleértve a biomassza égetését – másodlagos forrás. Az utóbbi évtizedekben az N2O koncentráció nyilvánvalóan növekedett; jelenlegi koncentrációja kb. 320 ppb (az iparosodás előtti koncentráció kb. 270 ppb volt, Prinn et al., 2000). Az átlagos növekedési ütem ~ 0,2–0,3% évente (Vitousek et al., 1997b; Prinn et al., 2000). Ha ez a trend folytatódik, vagy felgyorsul ebben az évszázadban, a dinitrogén-oxid megnövekedő mennyisége veszélyes lehet a sztratoszférikus ózonszintre és az éghajlatra, hiszen becslések szerint a mezőgazdasági talajokból kibocsátott N2O az antropogén tevékenység okozta éghajlati kényszer 6%-áért felelős (IPCC, 2001). Pontosan nem tudjuk, hogy a különböző természetes és antropogén kibocsátókból mennyi N2O kerül a légkörbe, viszont az valószínűsíthető, hogy a N2O-nak mintegy a fele antropogén tevékenységhez köthető folyamatok hatására szabadul fel, ami megmagyarázhatja a N2O lassú növekedését. 24

A N-gázok közül a leghosszabb tartózkodási idővel rendelkezik (114 év) (IPCC, 2001), így nem csak lokálisan okoz problémát, hanem globális méretekben is, hiszen a troposzférában viszonylag inert gázként van ideje arra, hogy egyenletesen eloszoljon a Föld alsóbb légkörében, majd diffúzióval eljusson a sztartoszférába. Az N2O a szén-dioxidnál mintegy 300-szor hatásosabb üvegházgáz, vagyis egy egységnyi tömegű dinitrogén-oxid 298 tömegegységnyi szén-dioxid üvegházhatásával egyenértékű felmelegítési potenciállal rendelkezik, száz éves időskálán (IPCC, 2007). A különböző üvegházgázok légköri tartózkodási ideje különbözik. A 114 éves tartózkodási idejű dinitrogén-oxidnak 310, illetve 298 a globális felmelegítési potenciálja (GWP) 20, illetve 100 éves időskálán (IPCC, 2007). A GWP az egységnyi tömegű kibocsátott üvegházgáz és a referencia gáz (szén-dioxid) sugárzási kényszerének időintegráljának arányaként definiáljuk (IPCC, 2001):

(8)

ahol TH az időskála, amire a GWP-t vonatkoztatjuk. Az N2O főként a napsugárzás hatására fellépő fotodisszociáció révén bomlik le a sztratoszférában (20 km felett): N2O + hv (λ < 240 nm) → N2 + O*

(9)

Az ózonnal kölcsönhatásban lebomlott N2O nitrogén-oxidokat képez: O3 + hv (λ ≈ 300 nm) → O2 + O* N2O + O* → O2 + 2NO ∑ O3 + N2O + hv → 2NO + O2.

(10) (11) (12)

Az NO egy katalitikus ciklus során reakcióba lép az ózonnal és lebontja azt. Az N2O napjainkban tapasztalt légköri koncentrációja a felelős a középső és alsó sztratoszféra teljes ózoncsökkenésének kb. 30–40%-áért. Következésképp, az N2O-szint bármely szignifikáns változása hat az ózon mennyiségére és eloszlására (Bozó et al., 2006). A sztratoszferikus ózonkoncentráció változása viszont az ultraibolya sugárzási mérleget és az éghajlatot is befolyásolja.

25

2.2

A nitrogénformák nemzetközi és hazai, füves felszínek feletti mérése

A N-vegyületek mérésével és mérlegével foglalkozó általános érvényű kutatási eredményeket számos publikáció alapján tekintettem át. A füves társulások felett végzett klíma-, illetve növénykutatások kapcsán sok nemzetközi tanulmány (pl. Frank and Dugas, 2001; Hunt et al., 2002; Flanagan et al., 2002; Baldocchi, 2005) foglalkozik/foglalkozott a Cciklussal, illetve a C-mérleggel. A gyepek N-körforgalma, illetve a N-ciklus változásának és a folyamatok hatásainak vizsgálata valamivel később került csak a kutatás fókuszába, az érdeklődés középpontjába. Azóta nagy számban találhatók tanulmányok, melyek a különböző ökoszisztémák lokális, vagy nagyobb skálán végzett N-kicserélődés mérésével, vagy becslésével foglalkoznak, pl.: Soussana et al., 1996; 2007; Heidmann et al., 2002; Flechard et al., 2007; Fowler et al., 1998; Kesik et al., 2005; Simpson et al., 2006; Sutton et al., 2007. Viszont a nagyléptékű becslés problematikája az, hogy talajfluxust meghatározó biogén változók nagy térbeli és időbeli (napi és évszakos) heterogenitást mutatnak (Bouwman et al., 2000). A nem művelt füves területeken a reaktív nitrogén (Nr) legnagyobb része a biológiai megkötésből és a nitrogén ülepedéséből származik; a második forrás sokkal fontosabb ott, ahol kicsi a hüvelyesekkel való borítottság aránya, vagy nagy az ülepedés mértéke. A mérsékelt övi füves területek potenciális rezervoárjai a nitrogénnek, mivel rövid-, illetve hosszútávon is több nitrogén ülepszik és raktározódik a talajban, mint amennyi távozik onnan. A nem szennyezett területeken (forrásoktól távol) kevesebb, mint 1 g N –2 m év–1 = 10 kg N ha–1 év–1 a reaktív nitrogén (természetes) terhelése (Galloway and Cowling, 2002). A Nr tartózkodási ideje füves tájakon néhány évtől kezdve akár száz év is lehet, mert a felszín alatti biomassza bomlási sebessége lassú (Blair et al., 1998; Epstein et al., 2001). A nitrogén hosszú tartózkodási idejéből adódik, hogy meghatározó jelentősége van a belső (ökoszisztémán belüli) ciklusra – beleértve a legelő állatok általi N újraelosztását és a Nr akkumulációját. A gyepek Nr vesztesége a légkörbe történő kibocsátásból (emisszióból), valamint a talaj hidrológiai tulajdonságaiból (elfolyás) származik. A nirogénvegyületek nedves ülepedése nem, a száraz ülepedése viszont függ a felszíni sajátosságoktól (pl. érdesség), emiatt mindegyik reaktív nitrogénforma ülepedési sebessége nagyobb erdőállományok felett, mint alacsony vegetációjú füves felszínek felett (Flechard et al., 2010). Az NO2 ülepedési sebessége kicsi az NH3 és HNO3-hoz képest, mégis Zhang et al. (2009) úgy becsülték, hogy az NO2, PAN és egyéb NOy száraz ülepedése együttesen a teljes (nedves + száraz) ülepedés 4–18%-át is kiteheti. 26

Meg kell jegyezni, hogy az NO2 általában kevesebb, mint 10–15%-kal járul hozzá a száraz ülepedéshez (Flechard et al., 2010); ez igaz Bugacra is és más európai területre is. A PAN ülepedését fűfelszín felett Doskey et al. (2004) publikálta és az ülepedési sebességet 1–2 mm s–1-ra becsülte, mely egy nagyságrenddel kisebb, mint az erdőknél. Mivel a PAN ülepedését erősen befolyásolja a sztómák nyitottsága és az azokon keresztüli felvétel, következésképp éjjel, illetve télen lecsökken az ülepedési sebesség, így a szerves nitrátok aránya a teljes reaktív nitrogénülepedéshez viszonyítva csekély az éves időskálán nézve. A salétromossav (HNO2) általában nem kimutatható, kivéve az utak mentén és a városokban, de koncentrációja ott is kicsi és a mérés mintavételezési hibákkal (artefact) terhelt (Flechard et al., 2010), ezért ennek mérésétől és ülepedésének megállapításától eltekintünk, annál is inkább mivel a HNO2 ülepedésének inferential módszerrel történő becslése meglehetősen bizonytalan a felszínen történő heterogén képződés lehetősége miatt. Meg kell említeni, hogy a szervesnitrogén-koncentráció szintje – melyet nem tanulmányoztunk – szignifikáns is lehet a troposzférában, noha forrása, nyelője és koncentrációja nem teljesen ismert. Gonzalez Benitez et al. (2010) tanulmányában a vízoldható szerves nitrogén 20–25%-ban járul hozzá a teljes reaktív nitrogén arányához gáz- és részecskefázisban, városi levegőben, Skóciában. Ugyanakkor a vízoldható szerves N-vegyületek ülepedési sebessége továbbra is bizonytalan maradt. A reaktív nitrogén tartalmú aeroszol részecskék ülepedési sebességét nagyon kicsinek, tipikusan 2–3 mm s–1-nak becsülik alacsony vegetáció felett. Minden modell következetesen némileg nagyobb ülepedési sebességet ad a NO3--ra az NH4+-hoz képest, tükrözve azt a tényt, hogy a NO3- nagyobb része található a durva aeroszol módusban. A HNO3 ülepedési sebessége alacsony vegetáció felett 3 m-en 10–12 mm s–1 a különböző mérőhelyszínek és modellek átlaga alapján (Flechard et al., 2010). A füves talajokban lejátszódó szállító folyamatokat is sok szerző tanulmányozta. A molekuláris diffúzió hatására mozog az NO és az N2O a talaj pórusain. Az NO és az N2O diffúziós együtthatói vízben több nagyságrenddel alacsonyabbak, mint a levegőben, ezért a vízzel telített pórusok az Nemissziónak erős akadályát képezik. Az NO kémiai úton O2-vel történő oxidálódása igen korlátozott a talajban, hiszen ehhez valószínűtlenül magasnak kellene lenni az NO keverési arányának a talajlevegőben (Conrad, 1996). Az NO abiotikus úton történő képződése fontos lehet a savanyú (talajoldat pH<5) talajokban nagy nitrit koncentrációnál. Ilyen feltételek között a HNO2 magától elbomlik és reagál a talaj szerves anyagaival. 27

A talaj víztartalma erősen kihat az O2 talajban való terjedésére is, és ebből következően a mikrobiális aktivitásra is (Skopp et al., 1990). Így a denitrifikációs folymatnak kedvez a nagy talajvíz-tartalom, de az NO és az N2O diffúzióval történő mozgása lesz a korlátozó tényező. A kémiai sajátosságok, a fiziológiai jelenségek és a turbulens transzport sokszor meghatározzák a talajból kibocsátott N-vegyületek további sorsát. Sűrű növényzetnél az NO-t gyorsan oxidálja az ózon nitrogén-dioxiddá. Az NO2-t a növények (és a talaj) sokkal hatékonyabban képesek felvenni, mint az NO-t (Meixner, 1994). Ennek eredményeképpen a kibocsátott NO-nak csak egy töredéke éri el a légköri határréteget és a szabad troposzférát. A talajparaméterek és a megfigyelt NO és N2O kibocsátás közötti összefüggés függ a talajban lejátszódó folyamatok függőleges irányú változásától is. Az NO elsődleges termelődésének és a fogyásának a zónája a talaj felszínén egy nagyon kis rétegben (0,01–0,1 m ) található (Rudolph et al., 1996; Yang and Meixner, 1997). Az N2O-nál azonban a helyzet bonyolultabb. Általában azt feltételezik, hogy az N2O képződés a vízzel jobban telített mélyebb (~0,5 m) zónában van, de Neftel et al. (2000) legelőn végzett kísérlete szerint az N2O csak 0,01 és 0,3 m között képződik. Manapság széles körben elfogadott tény, hogy a talaj N2O emissziója a legnagyobb forrása ennek az üvegházgáznak, a teljes légköri N2O mennyiség kb. 57%-os hozzájárulásával, ezért került az utóbbi időben a kutatások középpontjába. Mindazonáltal ez a becslés széles becslési intervallumot takar: 3,9–24,5 Tg N2O-N év–1 (IPCC, 2001). Ez a bizonytalanság az eddig viszonylag csekély számú N2O fluxus mérésből adódik, így nehéz a mérési adatokat nagyobb léptékre vonatkoztatni. Dobbie and Smith (2003) 1999-2001 között végzett vizsgálatai szerint N-műtrágyázott, nem legeltetett gyep és szántó talaján a legmagasabb éves emissziót Walesben füves felszín felett mérték: 27,6 kg N ha–1 év–1, legkisebbet, mészköves talajon Dél-Angliában (1,7 kg N ha–1 év–1). A műtrágyázás hatására az éves emisszió faktor évenként igen változékony (0,4 és 6,5% közt mozog). Colbourn (1992) laboratóriumi kísérlete szerint szabad földön a dinitrogén-oxid emissziójából következő nitrogén veszteség 3 kg N ha–1 év–1, mely elérheti a 20 kg N ha–1 év–1 értéket legeltetés és 200 kg N ha–1 év–1 műtrágya alkalmazása esetén (emisszió faktor: 10%). Mosier et al. (1996) tanulmányozta az Észak-amerikai félszáraz rövidfüvű sztyepp földhasználat-váltás hatására bekövetkező N2O fluxus változását. A gyepterületek átalakítása mezőgazdasági területté a talajművelés utáni 18 hónapban 8-szor nagyobb N2O kibocsátáshoz vezetett. További 3 évben még 25–50%-kal nagyobb volt az N2O fajlagos emissziója. A megművelt talajról gyepgazdálkodásra visszaállított talajok esetén a becslések 28

alapján 8 évnél több, de 50 évnél kevesebb idő kell, míg az N2O kibocsátás visszaáll a természetes állapotára. Yamulki et al. (1997) füves felszín felett mérte a dinitrogén-oxid kibocsátást, mely szerint ez éves átlagban, 5,8–7,7 pH-jú talajok esetén 0,7–2,1 kg N ha–1 év–1. Wagner-Riddle et al. (1997) intenzív méréseket végzett parlag, trágyázott parlag, gyep, lucerna, árpa, repce szója és kukorica talaján. Méréseik szerint parlagon és szántott talajon az olvadás után történik a kibocsátás 65%-a, 1,5–4,3 kg N ha–1. Veteményeknél ezt nem tapasztalták. Legkisebb emissziót a lucerna és a gyep esetében mérték: 0–0,5 kg N ha–1 év–1. Nagy emissziókat mértek a kukorica, árpa, repce és parlag felett (2,5–4,0 kg N ha–1 év–1). Szerves trágyázás után parlagon (5,7–7,4 kg N ha–1) és lucerna tarlón (6,1 kg N ha–1) mértek nagy emissziókat. Egy Belső-Mongóliában (Kína) végzett mérés szerint júliusban, természetes és bolygatott száraz gyepek felett a talajemisszió 0,52 kg N ha–1 év–1, éves szintre átszámítva. (Dong et al., 2000). Az EU-V GreenGrass integrált projekt ketretében tíz európai (köztük egy magyar) gyepes terület felett mérték a dinitrogén-oxid talajkibocsátását (Flechard et al., 2007; Horváth et al., 2010). Az eredmények szerint legeltetett, intenzíven és extenzíven művelt gyepek talaján a kibocsátás 1,77, illetve 0,48 kg N ha–1 év–1. Ugyanez nem legeltetett területeken 0,95 és 0,32 kg N ha–1 év–1. Az emisszió faktor 0,01 és 3,6% között változik, 0,75% középértékkel. Soussana et al. (2007) szintén az EU-V GreenGrass projekt kapcsán kilenc különböző módon kezelt európai füves területre adta meg a teljes üvegházgáz (CO2, CH4 és N2O) mérleget CO2 egyenértékben. Amman et al. (2009) egy intenzíven kezelt és évenként többször vágott füves területre megállapította, hogy a pillangósok nagy aránya (növényzet kb. 50%-a) miatt a műtrágyázás mellett a biológiailag megkötött nitrogénből származik a táj fő nitrogénbevételi forrása és nem az ülepedésből. Az éves nagy csapadékösszeg (1100 mm) hatására a denitrifikáció során képződő N2ből származik a fő N-veszteség a fű betakarításán kívül. Flechard et al. (2007) és Skiba et al. (2009) is rámutattak arra, hogy az európai füves területek nettó nitrogénnyelőként is viselkedhetnek, mivel az Nkicserélődést a légköri ülepedés határozza meg leginkább. Füves területeken a limitáló (nitrogén) tápanyag többlete (természetes úton légköri ülepedéssel, vagy műtrágyázással bejutva) drámaian megváltoztathatja az ökoszisztéma fajdominanciáját és határozottan csökkentheti a biodiverzitást is (Bobbink et al.,1988). Magyarországon a nitrogénmérleget vízfelszínre és részben füves felszínre Kugler et al. (2008) adták meg a mérési eredmények alapján. Említett tanulmányban az N2, az NO, az N2O és az NH3 talajfluxusok közül homoki 29

száraz fűfelszínre csak az N2O emisszió becslést végezték el, a többi komponenst figyelmen kívül hagyva a műszerezettség hiánya, illetve a mérés nehézsége miatt. A tárgyalandó vizsgálati területen átfogó növény és C- ciklus vizsgálat folyt (Tuba et al., 2004; Balogh et al., 2005; Nagy et al., 2007), ugyanakkor a teljes körű N-mérleg vizsgálata eddig elmaradt. Egy 2002 és 2004 között Bugacpusztán végzett korábbi mérési sorozat szerint homokos gyep talajának dinitrogén-oxid kibocsátása legeltetett területen 0,88–1,25 kg N ha–1 év–1 volt, szemben a kontroll terület 0,74–0,86 kg N ha–1 év–1 kibocsátásával. Az emisszió a legeltetés hatására száraz évben 4%kal, míg nem száraz években 18%-kal nőtt (Horváth et al., 2010). Lösz talajon, gyepes területen 2002 és 2003 között a műtrágyázási kísérlet (100 kg N ha–1, áprilisban) a következő eredményt hozta: az N2O talajemissziója a műtrágyázott területen 1,13 kg N ha–1 év–1, kontroll területen 0,90 kg N ha–1 év–1 volt. Száraz évben a műtrágyázás hatására a növekedés 34%, míg nedves évben 14%. Az emisszió faktor 0,13 és 0,31 között változott (Horváth et al., 2008). Az öntözés hatására (löszgyep monoliton végzett kísérlet, 2002–2004) a kontrollterületeken mért 0,75–0,94 kg N ha–1 év–1 talajemisszió 0,78–1,26 kg N ha–1 év–1-re nőtt. A növekedés mértéke nedves évben 4%, száraz évben (2003) 70% volt (Horváth et al., 2010). Az éves légköri N-bevétel az említett műtrágyázási, legeltetési és öntözési kísérleti területeken 9,2 kg N ha–1 év–1, azaz az összes nitrogénülepedés 7–14%-a jutott vissza a légkörbe, mint üvegházgáz.

30

3. A DENITRIFIKÁCIÓS-DEKOMPOZÍCIÓS (DNDC) MODELL LEÍRÁSA A folyamatosan fejlődő biogeokémiai modellek egyik fő célja az ökoszisztémák C- és N- ciklusához kapcsolódó C- és N nyomgázok kicserélődésének szimulációja. A modellekkel ellenőrizhetjük, hogy a talaj – bioszféra − légkör közötti kicserélődési folyamatokat jól értelmeztük-e, valamint alátámaszthatjuk a terepi mérések, megfigyelések helyességét. A modellek használhatók különböző léptékű C- és N folyamatok és fluxusok változásának analízisére, valamint az éghajlati és földhasználati szcenáriók (előrejelzések) tervezésére. Számos modell létezik (PROGRASS, PaSim, Century, COUP, FASSET, Biome BGC, DNDC), melyek a különböző kutatócsoportok és kutatóprogramok fejlesztéseként az ökológiai megközelítésű talaj − légkör modellezés témakörében megtalálhatók a nemzetközi irodalomban. A szakirodalom áttanulmányozása, illetve néhány próbafuttatás és gondos mérlegelés után (modellek adatigénye, milyen paramétereket szimulál, stb.) a DNDC (DeNitrification-DeComposition) modell mellett döntöttem, mely minden tekintetben megfelelt a füves táj modellezéséhez szükséges feltételeknek. E modell előnyei közé tartozik, hogy elérhető a világhálón. Európa- és világszerte, a hasonló témában dolgozó kutatócsoportok egy része is ezt használja, így mára rendkívül nagy tapasztalat és irodalom áll rendelkezésre a működéséről (Butterbach-Bahl et al., 2001; Levy et al., 2007; Hsieh et al., 2005; Smith et al., 2010; Giltrap et al., 2010). Kezelése viszonylag egyszerű, jól parametrizálható a szükséges adatbázis áttekinthető és használható. Az eredményeket jól és egyszerűen feldolgozható táblázatok formájában kapjuk. A modell folyamatos fejlesztés alatt áll (Brown et al., 2002; Xu-Ri et al., 2003; Neufeldt et al., 2006; Saggar et al., 2007). A készítők újabb és újabb, javított, pontosabb eredményeket biztosító változatokat tesznek elérhetővé. A modell hátránya, hogy a program forráskódja nem nyílvános, így csak a fejlesztők tudják az empírikus, illetve fiziológiai tulajdonságokat változtatni. A munkát a DNDC 87A jelzésű változattal végeztem (a kapott eredmények a későbbi verziókkal összehasonlíthatóak).

3.1

A DNDC modell felépítése:

A DNDC (DeNitrification-DeComposition) modell egy szimulációs modell, mely a talaj szén- és nitrogénmérlegét számolja biológiai, kémiai, meteorológiai, valamint talajfizikai összefüggések alapján (Li et al., 1992a, b). 31

A modell a talaj C- és N biogeokémiai folyamatait, valamint a növényi fejlődést egyesítve lehetővé teszi mind a növény-, mind a talajdinamika egyidejű leírását. A modellfejlesztés célja volt az ökológiai hajtóerők és a környezeti változók közötti kapcsolatok felállítása. A modell két fő komponenst tartalmaz. Az első komponens tartalmazza a talajklímát, növényi fejlődést és a bomlási almodelleket. Kiszámítja a talajhőmérsékletet, talajnedvességet, redoxpotenciált és a szubsztrát koncentráció profilokat, melyeket az ökológiai hajtóerők irányítanak (klíma, talaj, vegetáció és antropogén tevékenység) (Li, 2000). A második komponens tartalmazza a nitrifikációs, denitrifikációs és fermentációs almodelleket (l. 6. ábra), amelyek leírják az NO, N2O, N2, NH3, CH4, CO2 fluxusokat a talaj környezeti faktorai alapján. A klasszikus fizikai, kémiai, biológiai törvények mellett a laboratóriumi kísérletek alapján empirikus egyenleteket is alkalmaz a modell, így a legtöbb specifikus geokémiai, vagy biokémiai reakció parametrizálható. A modell hidat képez a szén és nitrogén biogeokémiája, a növényi fejlődés, valamint az alapvető ökológiai tényezők és hajtóerők között. ecological drivers

Climate

Soil

Vegetation

water demand water uptake

potential evapotrans. trans.

vertical water flow

CO2

O2 diffusion

soil Eh profile

O2 use

grain

NH4+

NO2-

N2O N2

Denitrification

nitrite denitrifier N2O denitrifier

resistant

labile

resistant

labile

resistant

stems

humads

DOC

Plant growth passive humus

Temperature

nitrate denitrifier

labile

root respiration

effect of temperature and moisture on decomposition

soil environmental factors

very labile

microbes

N-uptake

roots

Soil climate

NO

N-demand

water stress evap.

soil temp profile soil moist profile

daily growth litter

annual average temp. LAI-regulated albedo

Human activity

DOC

Moisture

pH

DOC

NH4+

nitrifiers

NO3NO3-

N2O

NH3 NO

Nitrification

NH3

Eh

Decomposition

Substrates: NH4+, NO3-, DOC

soil Eh clayNH4+

aerenchyma DOC

Fermentation

CH4 production

CH4

CH4 oxidation CH4 transport

6. ábra: változók és visszacsatolások a különböző komponensek között a DNDC modellben (forrás: www.DNDC.sr.unk.edu)

32

3.1.1 Meteorológiai paraméterek és a talajlkíma A klíma almodell számolja a nappalok hosszát, napsugárzást, hőmérsékletet és talajhőmérsékleti profilt. A nappalok hossza a földrajzi szélesség és a dátum alapján becsli a modell. A felhasználó a hőmérséklet- és csapadékadatok mellett közvetlenül megadhatja a napi sugárzási értékeket (GR) is. A növényi réteg és a talaj hőmérsékletét a modell a napi maximum és minimum léghőmérséklet alapján becsüli, akárcsak a hótakaró hatását a növényzet hőmérsékletére. A napi és nappali átlagos növényzeti hőmérsékletet a napi maximum és minimum réteghőmérséklet alapján számoljuk. A talajklíma almodell meghatározza a talajhőmérséklet- és nedvességprofilt a talaj fizikai jellemzőit, az időjárás és a növényi vízszükséglet alapján. Számolja az órás és napi talajhőmérsékletet és nedvességet, valamint a vízfluxust horizontális dimenzióban. (A talaj horizontális rétegekre van osztva. A rétegek közötti vízfluxust és a hőáramot a talajszerkezet és a talajnedvesség-gradiens [vízfluxus], valamint a talajhőmérsékleti gradiens [hőáram] határozza meg.) A vízmozgás, és a talajnedvesség szimulációjánál a felszíni lefolyás, beszivárgás, vízfelvételi átrendeződés és az evapotranszspirációs folyamatok mind figyelembe vannak véve. A modell a havazást is figyelembe tudja venni, amennyiben a napi átlaghőmérséklet 0°C alatti. A leszivárgáshoz szükséges vizet a csapadék, öntözés, vagy hóolvadás eseményei adják, ahol a növényzet visszatarthatja a csapadékot. A felszín feletti víz egy része így lefolyással, vagy evapotranszspirációval távozhat, melyet a modell napi menetben kalkulál. A többi víz leszivárog a talajrétegekbe, egészen addig, amíg a felszíni víz el nem fogy, vagy a beszivárgási időlimit (24 óra) le nem telik, vagy a talajréteg meg nem fagy. Az utolsó két esetben a víz a felszínen marad. A vízfelvételi átrendeződés azt jelenti, hogy a víz felfelé, vagy lefelé mozog a szomszédos talajrétegek közti nedvesség különbség (pontosabban potenciál különbség) miatt. A potenciális evapotranszspiráció a Priestly–Taylor (1972) egyenleten alapul, a potenciális transzspiráció pedig a LAI-n. Ha a CO2 koncentráció a duplájára nő, akkor a transzspirációs potenciál 30%-al csökken. Az aktuális növényi párologtatást együttesen határozza meg a párolgási potenciál (igény) és a növényi felvételi kapacitása (ellátás), melyek a talajnedvességtől és a gyökérkondícióktól (mennyiség és eloszlás) függnek. Áradás, illetve belvíz esetén az összes talajprofil telítve van, ilyenkor a vízátrendeződési folyamatok nem működnek a modellben.

33

3.1.2 A növényi fejlődés paraméterei A modellben az 50 legfontosabb, illetve széles körben termelt növényfaj van élettanilag definiálva pl.: víz és tápanyagszükséglet, növényi részek C/N aránya, növekedési indexe, stb. A DNDC felajánl olyan opciót is, hogy mi magunk határozhassuk meg egy faj növényfiziológiáját, így akár új alfajt, illetve „új fajt” is definiálhatunk, valamint egy területre a tavaszi/őszi vetést figyelembe véve többféle növénytermesztési kombinációt is megenged. A gazdálkodásban használt vetésforgó, stb. technikáknak megfelelően a modell földhasználati aspektusait minden évben újra meg kell adni. Ez a funkció hasznos és használható, hogy meghatározzuk a növényváltás hatását a nyomgáz emissziókra. Ezzel a mechanizmussal a DNDC képes megjósolni alternatív vetésforgók hatását az üvegházhatású- és egyéb gázok talajkibocsátására, akár hegyvidéki és nedves területeken is. A modell szorosan párosítja a növényi növekedést a talaj biogeokémiájával és a klímaalkotókkal, szimulálva a C-, N- és víz- stresszt és körforgalmat az ökoszisztémában. A növényi növekedés szimulálja a biomassza akkumulációt és a biomassza eloszlását (termés, szár és gyökér között) a napi hőmérsékleti értékek, valamint a napi N- és vízfelvétel alapján. A terménynövekedés a napi kumulatív hőmérséklet, optimális biomassza, nitrogén- és vízstressz alapján van kiszámolva. A nitrogén szükségletet a napi optimális növekedés és a növényi C/N arány alapján számítja a modell. Az aktuális N-felvételt a növekedési periódus alatt a N- és vízstressz limitálja. A vízstressz értékét az aktuális vízfelvétel és a potenciális párologtatási igény aránya adja meg. A növényi N-felvétel függ az egyes növényfaj N-igényétől és felvételi kapacitásától. A növényi szükségletet a modell egy feltételezés alapján szimulálja, mely azt tételezi fel, hogy bármely időpillanatban egy kritikus nitrogén koncentráció alatt a növényi növekedés mértéke csökkenhet. Ezt az elvet a N-stressz becslésénél is használják. A Nszükséglet tartalmazza a hiány pótlását (helyreálljon a kritikus koncentráció) és az új hajtás igényét, társulva a szén asszimilációjához és allokációjához. A Nfelvételi kapacitás függ a gyökérzóna ásványi nitrogénkoncentrációjától és a talajnedvességtől, melyeket a biogeokémiai és hidrológiai komponens szimulál. A növényi N-raktárak fel vannak osztva a hajtás (levél és szár), valamint a termés, illetve a gyökérzet között. A modell feltételezi, hogy a hajtásnak és a gyökérzetnek ugyanaz a relatív N-koncentrációja van (a kritikus koncentrációval összehasonlítva). Aratás után az összes gyökér a talajban marad, valamint a talaj feletti növénymaradéknak a modellalkalmazó által definiált része, mint tarló marad egészen a következő földmegmunkálásig, mely akkor már összekeveredik a talajjal. Így a felszín feletti növényi hulladék eloszlik különböző szerves szén raktárak között, a C/N arány alapján. 34

A növényi vízfelvétel függ a párologtatási potenciál-igénytől melyet a levélfelületi index (LAI), a meteorológiai feltételek és a felvételi kapacitás határoz meg. A vízfelvételi kapacitást meghatározza a talajnedvesség, gyökérhossz és ezek eloszlása a talajban. A modell azt feltételezi, hogy a gyökerek egyenletes vonalban süllyednek egy fajlagos vízfelvételi kapacitással és a talajnedvesség befolyásolja az aktuális felvételi kapacitást. A növényi biomassza talajprofilja tartalmazza a gyökércsúcs mélységi növekedését, a gyökér hosszának és sűrűségének eloszlását, de a gyökércsúcs maximális mélysége 1 m-nél limitálva van. A gyökértömeg eloszlását a talajprofilban a gyökérhossz eloszlás alapján becsüli a modell, mely korlátozó tényezők hatása alá van rendelve. A modellben a korlátozó tényezők (0-tól 1ig) minden egyes rétegben tartalmaznak egy statikus és négy dinamikus faktort. Az egyes rétegek statikus faktora a nitrogéntől eltérő tápanyagok hiánya. A dinamikus korlátozó faktorok tartalmazzák a talajerő, szellőzés, hőmérséklet és a nitrogén hatását. A talajerőt a talaj térfogatsűrűsége, textúrája és víztartalma alapján becsüljük. A talajszellőzés függ a talajnedvességtől, valamint a növény víztelítési érzékenységétől. A gyökérlégzés és a gyökérnedvek a két legfontosabb energiaforrás a talajmikrobák számára, melyek modellezése a növekedési rátán és a teljes növényi biomasszán alapul. A növekedési periódus alatt a gyökerek folyamatosan bocsátanak ki könnyen bomló szerves szénvegyületeket a talajba, melyek így serkentik a mikroorganizmus csoportokat (nitrifikálókat, denitrifikálókat, metánképzőket és a metanotrófokat, l. később). A talajmegmunkálás folyamata hasonló funkció, mint a friss oxigén bejuttatása a talajba. Trágyával, vagy szalmával való talajjavítás növeli a talaj mikrobiális populációját és a bomlott szervesanyag-tartalmat, mely felgyorsítja a közbeeső mikrobiális folyamatok nagy részét. A belvíz/árvíz, vagy a drainezés (csatornázás) drámaian megváltoztatja a talaj szellőzésállapotát, azonnali váltást okozva a nitrifikáció/denitrifikáció, vagy a CH4 képződés/oxidáció között. A növények légköri szén-dioxidot asszimilálnak a fotoszintézisen keresztül és a szénasszimiláció nitrogén igényt is eredményez. Az aktuális nitrogénfelvétel szintén függ a talaj elérhető ásványi nitrogéntartalmától. Fenológiai állapotok és stresszfaktorok (víz és nitrogén) befolyásolja a szénallokációt és a nitrogénigényt. A fő folyamatok a növényi almodellben tehát tartalmazzák a fenológiai fejlődést, a levélfelületi indexet (LAI), a fotoszintézist, a légzést, a gyökérfolyamatokat, a víz- és N-felvételt, valamint az asszimilációt és az allokációt.

35

3.1.3 A talaj biogeokémiája A fő üvegházgázok közül a CO2, CH4 és N2O bomlással, (de)nitrifikációval, és metanogenezissel képződnek a talajban. Az összes reakció mikrobák közvetítésével lezajló oxidációs-redukciós folyamat. A talajprofil víztelítési aránya megváltoztatja a biokémiai és a geokémiai folyamatokat. Amikor a talaj telítetlenből telített állapotba kerül, a talaj oxigéntartalma fokozatosan elhasználódik, azt eredményezve, hogy az oxidálószerek reduktív folyamatokban fognak részt venni. Ezen reduktív reakciók általában a NO3- denitrifikációját, a Mn4+, a Fe3+ és a SO42redukcióját és a metanogenezist tartalmazzák. A teljes reduktív folyamatokat rendszerint a mikrobiális aktivitás hajtja, mely fogyasztja a talaj oldott szerves széntartalmát, vagy más C- forrásokat és elektront ad át az oxidálószernek, hogy energiát nyerjen. Az oxidálószereknek különböző Gibbs féle szabadenergiájuk van (G), melyek csak egy redoxpotenciál érték alatt vesznek fel elektront. A Nernst és a Michaelis-Menten egyenletet kombinálva a DNDC szimulálja a szubsztrátok, a redoxpotenciál és a mikrobiális aktivitás közötti kölcsönhatásokat. A Nernst-egyenlet alapján a redoxpotenciál megbecsülhető a vizes fázisban lévő oxidáló- és redukálószer koncentrációjából (Stumm and Morgan, 1981): Eh = Eo + RT/nF ln([oxidánsok]/[reduktánsok]),

(13)

ahol Eh a redoxpotenciál (V), Eo a standard elektomotoros erő (V), R az egyetemes gázállandó (8,314 J mol–1 K–1), T a hőmérséklet (K), n az átvitt elektronok száma, F a Faraday-állandó (96485 C mol–1), majd az oxidánsok (mol L–1) és reduktánsok (mol L–1) koncentrációja. Anaerob körülmények között bizonyos oxidánsok fogyásával a redoxpotenciál fokozatosan csökken. Az oxidánsok fogyásának a mértéke leírható a Michaelis-Menten egyenlettel. Az egyensúlyi egyenlet alapján a redukció mértékét szabályozza az oxidáns tartalom és a hozzáférhető Ckoncentráció: F[oxidáns] = a[DOC/b+DOC]×[oxidáns/(c+oxidáns)] ,

(14)

ahol F[oxidáns] az időegység alatt redukálódott oxidáns rész, DOC a vízben oldott állapotban hozzáférhető szervesanyag koncentráció és a, b, c állandók. A talaj uralkodó oxidáns és reduktáns koncentrációi alapján a Nernstegyenlet számolja a redoxpotenciált. A redoxpotenciál értéke alapján a talaj két részre oszlik: a viszonylag anaerob és a viszonylag aerob mikrokörnyezetre. A méretarányok alapján a DNDC kiosztja a szubsztrátokat (DOC, NO3-, NH4+) az 36

aerob és az anaerob mikrokörnyezetbe. Az anaerob térfogatrészbe kiosztott szubsztrátumok csak a reduktív (denitrifikáció, metanogenezis), míg az aerob térfogatrészbe allokált szubsztrátok csak az oxidatív (nitrifikáció) reakciókban vehetnek részt. Az aerob/anaerob térrészben lezajlódó reakciók reakciósebességét a Michaelis-Menten egyenlet írja le. Amikor a talajt elönti a víz, akkor az oxigén tartalom csökkenni fog, vagyis az anaerob rész kiterjed és akkor éri el a maximális nagyságát, amikor az oxigén elfogy. Abban a pillanatban egy új oxidáns (NO3-) lesz a domináns a talajban és egy új anaerob térrész fog nőni a NO3- kimerüléséig. Az O2, NO3-, Mn4+, Fe3+, SO42kimerülési sort követve a DNDC megbecsüli a redoxpotenciál dinamikáját, akárcsak a reduktív/oxidatív reakciókban keletkezett CO2, N2O, CH4 fogyását és képződését. Az anaerob térrészekkel a modell összekapcsolja a redoxpotenciál értékét a vizes talaj nyomgázemissziójával. A vízgazdálkodási gyakorlatot a modell összeköti a redoxpotenciál dinamikájával, továbbá az üvegházgázok kibocsátásával. 3.1.3.1 Bomlás (dekompozíció) A dekompozíciós almodell a talaj mikrobiális közössége által a napi bomlást, ammonifikációt, ammónia párolgást és szén-dioxid képződést szimulálja. Az almodell számolja a talaj szerves anyagának kicserélődési arányát napi időléptékben (Li et al., 1994). A DNDC modellben a talaj szerves széntartalma négy nagy részre bontható: növényi maradványok, mikrobiális biomassza, humidok (aktív humusz) és passzív humusz. Minden egyes készlet további alkészleteket tartalmaz eltérő bomlási sebességgel. A napi bomlási sebességeket a talaj agyagtartalma, a hozzáférhető nitrogén, a talajhőmérséklet és nedvesség, stb. szabályozza. Amikor valamelyik szerves szénraktár komposztálódik, a lebomlott szén részben más szénraktárban jelenik meg, részben CO2 formájában távozik a talajból. Az oldott szerves szén (DOC) a bomlás köztitermékeként képződik és a talaj mikrobái azonnal felhasználják. A talaj szerves széntartalmának bomlása közben a nitrogén egy része is átalakul más szervesanyag raktárba, részben ammóniumionná (NH4+) mineralizálódik, mely később megjelenik a nitrifikációs folyamatokban. A szabad NH4+ koncentráció egyensúlyban van mind az agyag által adszorbeált NH4+-al, mind az oldott NH3-val. Az NH3 légkörbe való párolgását a talajvízés a levegő NH3 koncentrációja és a talaj környezeti tényezői (hőmérséklet, pH, stb.) szabályozzák. A termesztési gyakorlat hatását a C- és N dinamikára szintén figyelembe vették (Li et al., 1994). A talajtulajdonságok (úgymint talajhőmérséklet, agyag- és víztartalom) hatását is figyelembe veszi a modell 37

egy mérséklő faktort használva, mely a maximumból a szuboptimumba szorítja a bomlási sebességet. A nitrogén mineralizálódik a bomlás során, belépve a szervetlen nitrogénraktárba, mint ammónium (NH4+), ahol vagy felhalmozódik, vagy nitrifikálódik nitráttá (az NO és az N2O, mint köztitermék képződik és felszabadul), vagy távozik növényi felvétellel, kimosódással, ammóniává való átalakulással és párolgással, vagy agyagásványokhoz kötődik. Az oldott szén, mely mind a nitrifikáció, mind a denitrifikáció hajtóanyaga, kapcsolatban van a bomlásból, a változékony humusz és az elhalt mikrobiális biomasszából kioldódó szénfrakcióval, mely minden nap újra asszimilálódik a mikrobiális biomasszába. 3.1.3.2 A talaj nitrogén dinamikája – nitrifikáció/denitrifikáció A modell számos biogeokémiai folyamat követésével (bomlás, ammonifikáció, ammónium-ammónia egyensúly, mikrobiális asszimiláció, növényi felvétel, ammóniapárolgás, (de)nitrifikáció) szimulálja a N dinamikáját a talajban (Li, 2000). A szervetlen műtrágyán és trágyán keresztül hozzáadható nitrogén bemenő adat lehet a modellben. A nitrogén légköri ülepedése is számolva van a napi csapadék N-tartalmából. Hasonlóan az öntözővíz N-hozzájárulása is figyelembe van véve az öntözési adatokból. További nitrogén adódik a biológiai megkötésből, melyet empírikusan számol ki a modell egy növényfüggő együtthatóból. A talajba keveredő friss szervesanyag különböző raktárakba oszlik szét, melyek eltérő tulajdonságokkal (C/N arány), ezáltal eltérő bomlási sebességgel rendelkeznek. A maradványok elsőként a mikrobiális biomasszába asszimilálódnak, mellyel a talaj szabad NH4+ és NO3- mennyiségét csökkentik, így más a C/N arány a mikrobiális biomasszában, mint a talajban. A mikrobák pusztulásakor a biomassza humusszá alakul. Az aktív humusz tovább alakulhat passzív humusszá a mikrobiális aktivitástól függően. A bomlási folyamatok alatt a szerves Nfrakció átrendeződik/újraoszlik a szervesanyag raktárakba, más része az ammonifikáción keresztül ammóniummá alakul. A talaj folyékony fázisában oldott szabad NH4+ ionok abszorbeálódhatnak a növényi gyökerek által, vagy adszorbeálódhatnak az agyaghoz, vagy nitráttá oxidálódhatnak a nitrifikálók által. A növényi N-szükségletként az NH4+ és a NO3- ugyanakkor abszorbeálódhat. Az NH4+ adszorpcióját/deszorpcióját az NH4+ koncentrációja szabályozza. Az adszorpció/deszorpció számszerű meghatározásához a modell a Langmuir-egyenletet használja. Amikor a szabad NH4+ ionok koncentrációja csökken a folyékony fázisban, akkor az agyaghoz kötött NH4+ ionok fokozatosan deszorbeálódnak a talajvízbe az izoterm egyensúly alapján. A NH4+ oxidációját a nitrifikációs rutin számolja. 38

A modell a nitrifikáció szimulációjánál a nitrifikáló aktivitást és a talaj NH4 koncentrációját követi, melyekre hatással vannak a környezeti faktorok (talajhőmérséklet, nedvesség, pH). Az ammónium-oxidálók növekedési és fogyási arányának számolása az oldott szerves széntartalom (DOC) koncentráció a hőmérséklet és a nedvesség alapján történik. A modell egy kinetikus „anaerob ballon” sémán keresztül szimulálja a CH4 és N2O képződést/fogyást (Li, 2000; Li et al., 2004). Az „anaerob ballon” írja le a talaj aerációs állapotát, számítva az oxigén diffúzióját és fogyását a talajprofilban. A kiszámított redoxpotenciál alapján a talaj egyes rétegeit felosztja aerob és anaerob részekre, ahol a nitrifikáció és denitrifikáció zajlik. Amikor nő az „anaerob ballon”, több szubsztrát (DOC, NH4+, N-oxidok) fog jutni az anaerob mikrobáknak, serkentve ezzel a denitrifikációt. Amikor a „ballon” zsugorodik, a talaj szárad az esőzés után, a denitrifikáló rész minden egyes rétegben csökken a talaj víztartalmával együtt, vagyis a nitrifikáció fog fokozódni. Aerob körülmények között az NO és az N2O fő forrásaként a nitrifikáció lett megállapítva, ahol az N2O vagy NO képződés arányban áll a nitrifikációs sebességgel, habár a folyamatok egy része ismeretlen maradt. A nitrifikációt szabályozó faktorok a talajhőmérséklet, a nedvesség, a pH, és az NH4+ koncentráció. A környezeti faktorok és a nitrifikációs sebesség közötti kapcsolatokat a megfigyelések és alkalmazások általánosításából kapták a DNDC-ben. A modell a nitrifikáció sebességét a nitrifikálók aktivitásának és az NH4+ koncentrációjának nyomonkövetésével határozza meg. Az NH4+ oxidálók növekedési és fogyási aránya/sebessége a DOC koncentráció, hőmérséklet és nedvesség alapján számítódik. Az N2O és NO talajkibocsátásnak másik fő forrása a denitrifikáció. A DNDC órás időléptékű denitrifikációs almodelljét három körülmény aktiválja, mely növeli a talajnedvességet és/vagy csökkenti a talajoxigén elérhetőségét: öntözés, vagy csapadékesemény, elárasztás és a 0°C alatti talajhőmérséklet. Ez az utolsó feltétel egy viszonylag új tulajdonság a DNDC-ben. A −5°C-nál alacsonyabb léghőmérséklet mellett a talajt fagyottnak feltételezi, mely így meggátolja az oxigén diffúzióját a talajba. A redoxpotenciál függ a talaj szervesanyag-tartalmától, mint az oxigénfogyasztás helyettesítőjétől, vagyis a denitrifikációs arány a redoxpotenciál egy szorzójával van számolva. A denitrifikáció kezdete, a hozzáférhető NO3- kezdeti állapota és az oldott szénkészlet a dekompozíciós almodell feltétele. Mivel a denitrifikáció egy tipikusan egymást követő reakciósor, a kémiai kinetikus reakciósor alaptörvényeit követve számolható az NO, az N2O és az N2 fluxus. Mint a reakciók köztitermékei az NO és az N2O fluxusai megbecsülhetők ezen gázok képződése − fogyása − rendszerből való távozása +

39

arányaival. Az NO és az N2O diffúziósebessége a talajporozitás, nedvesség, hőmérséklet és agyagtartalom függvényében számítódik (Li, 2000). Terepi és laboratóriumi megfigyelések alapján a denitrifikáció sebességét többek között a talajhőmérséklet, a nedvesség, a redoxpotenciál, a pH, és a szubsztrátkoncentráció (DOC, NO3-, NO2-, NO, N2O) szabályozza. A modell a nitrát, nitrit, NO és N2O denitrifikálók relatív növekedési sebességét szimulálja a DOC koncentráció, a redoxpotenciál és a nitrogén-oxidok alapján. Az „anaerob ballon” séma a talajmátrixot felosztja aerob és anaerob részre. Az oxigén diffúzióját és fogyását nyomon követve a talajprofilban a DNDC szimulálja az „anaerob ballon” zsugorodását, vagy tágulását. A denitrifikáció csak az anaerob rész szubsztrát-allokációját foglalja magába. A denitrifikálók relatív növekedési sebességének számolásához egy egyszerű függvény írja le a többszöri tápanyagfüggő növekedés rendezését. A teljes denitrifikáló biotömegnek egy konstans részét képezi a denitrifikálók fogyási aránya. Azzal a feltételezéssel élnek, hogy a denitrifikálók relatív növekedési sebessége független a különböző szubsztrátoktól és a baktériumok közötti versengés az oldott szerves széntartalmon (DOC) keresztül történik. A nitrifikáció és a denitrifikáció párhuzamosan is végbemegy a talajban. A ballonon kívüli, nitrifikáción keresztül képződött N2O képes bediffundálni az anaerob ballonba, ahol részt vesz a denitrifikációban és tovább redukálódik N2-vé. A ballonon belül képződött CH4 képes kidiffundálni az aerob részre, ahol oxidálódhat. Általában tehát a nitrifikációt és a denitrifikációt, valamint a CH4 képződést és oxidálódást együtt modellezi a DNDC. A modell követi a talaj redoxpotenciáljának alakulását, szimulálva a nitrát, Mn, Fe, és SO42- redukcióját. Ezen szubsztrátok kezdeti koncentrációját a felhasználó megadhatja, vagy a DNDC ad alapértékeket a geokémiai háttéreloszlásuk alapján. A modell a talaj folyadékfázisának NH3 koncentrációját is számolja az NH4+ és az OH- koncentrációk alapján. A talajprofil NH4+ koncentrációját a dekompozíciós almodell szimulálja, mely a talaj szerves szén ciklusának, forgalmának sebességét/arányát is számolja (Li et al., 1992b). Az OHkoncentrációt a pH és a hőmérséklet alapján becsüljük (Stumm and Morgan, 1981). A talaj gázfázisának NH3 koncentrációja arányos a folyadékfázis NH3 koncentrációjával és a talajhőmérséklettel (Sutton et al., 1993). Azt feltételezik, hogy a gázfázisú NH3 naponta kibocsátódó hányada összefüggésben van a talaj agyagtartalmával és porozitásával, mivel ezek befolyásolják a NH3 diffúzióját (Li, 2000). A modell alkalmas arra, hogy szimulálja mind a vízmozgást, mind a N-átalakulást, így meg tudjuk becsülni a talaj N-kimosódását. Összegezve tehát a dekompozíziós, nitrifikációs, denitrifikációs almodellek tartalamzzák a N-átalakulási reakciók viszonylag teljes készletét, 40

beleértve a mineralizációt, az ammonifikációt, a nitrifikációt, az NH4+–NH3 egyensúlyt, az NH3 párolgást és a denitrifikációt (Li et al., 1996).

3.2

A pontfuttatás

A modell két módozatban futtatható: helyi és regionális skálán. Az utóbbi években ezt a széles körben elterjedt modellt helyi skálán sok kutató kalibrálta és validálta számos terepi méréssel (Stange et al., 2000; Brown et al., 2002; Butterbach-Bahl et al., 2004; Cai et al., 2003; Smith et al., 2002; 2004; Pathak et al., 2005; 2006; Jagadeesh et al, 2006; Miehle et al., 2006; Beheydta et al., 2007). Az eredmények azt mutatják, hogy a DNDC egyszerre képes szimulálni az NO, az N2O, a CH4 és az NH3 fluxuseloszlásokat. Ez a tulajdonság értékes lehet akár a légkör, akár az éghajlatváltozás, vagy az alternatív mezőgazdasági gyakorlat nettó hatásainak a felmérésénél/becslésénél. Három fő bemenő adat szükséges a pontfuttatás folyamatához: (1) helyés időjárás-információk, (2) talajinformációk, (3) gazdálkodási gyakorlat információi. A gazdálkodási gyakorlat alatt számos paramétert kell definiálni, úgymint növényzet/termény típusa és rotációja, a föld művelése, műtrágyázás, trágyázás, öntözés, legeltetés, kaszálás, stb. Minden egyes szimulálandó év elején a DNDC elsőként beolvassa az összes bemenő adatot, majd végigfut az almodelleken a következő sorrendben: talaj klíma – növényi fejlődés – dekompozíció – nitrifikáció – denitrifikáció – fermentáció. A talajklíma-profilt számítja ki először órás időléptékben a napi időjárási adatok és a talajtulajdonságok alapján. Ezután a DNDC szimulálja a növényi fejlődést, akárcsak a víz, C-, N- kicserélődést a talaj/növény között a napi gazdálkodási gyakorlat, hőmérséklet, talaj N- és vízellátotsági körülmények alapján. A nitrifikáció és a denitrifikáció órás becslése az „anaerob ballon” mérete és az aktuális/fontos szubsztrátok alapján történik. Ha áradás, elöntés történik, akkor a modell aktiválni fogja a fermentációs almodellt, hogy kiszámolja a CH4 képződés és oxidálódás napi mértékét. Szükség szerint a DNDC feljegyzi a becsült, napi C-tárolódást/fluxust, N-tárolódást/fluxust, talajhőmérsékletet, növényi biomasszát minden egyes szimulált év után. Követve a fent említett sort a DNDC folyamatosan fut napról napra és vált a következő évre, amíg el nem éri az utolsó szimulálandó év végét (l. 7. ábra). Minden modellezett év után számos fájl raktározza a szimulált ökoszisztéma éves C- és N fluxusát.

41

Start

Éves hurkok vége

vége

Start: éves hurok

Start: éves szimuláció

Következő évre lép

Adatok beolvasása

Éves szimuláció vége

Start: napi hurkok

Éves C, N és víz készlet kiírása

Gazdálkodási gyakorlat ellenőrzése

napi hurok vége

Talaj klíma szimulációja Növényi növekedés szimulációja

Napi C, N és víz készlet kiírása Nitrát kimosódás szimulációja CH4 képződésének és oxidálódásának szimulációja

Talaj hidrológia szimulációja

Nitrifikáció és denitrifikáció szimulációja

Dekompozíció és párolgás szimulációja

7. ábra: a DNDC modell folyamatábrája

3.3

Bemenő és kijövő adatok

A teljes modellt négy fő ökológiai hajtóerő mozgatja, nevezetesen a meteorológiai változók, a talaj fizikai tulajdonságai, a vegetáció és az antropogén tevékenység. E négy hajtóerő pontos adatbevitele határozza meg a tájléptékű szimuláció sikerét. Általában az ökológiai tényezők együtt hatnak a talaj környezeti változóira. Az ökológiai hajtóerők összetétele minden egyes ökoszisztémánál egyedi, ezért a DNDC-nek helyspecifikus meteorológiai, vegetáció, talaj, és gazdálkodási bemenő adatokra van szüksége. A kimenő adatok tartalmazzák a talaj C- és N-készletét és fluxusát, a növényi produkciót, a nitrát kimosódást és a nyomgázok kibocsátását. A szimuláció elsődleges időléptéke egy nap. A térbeli állapotváltozók tömeg per terület egységben [kg ha–1], vagy relatív tartalomban (hányad) vannak meghatározva, melyek reprezentálhatnak egy pontot, mezőt, vagy egy tájat, ahol a méret függ a területi homogenitás mértékétől és a bemenő adatok területre vonatkozó 42

reprezentáltságától. A talajprofil számos rétegre van osztva és a szimuláció rétegenként történik. A DNDC bemenő adatként kéri a napi maximum és minimum hőmérsékletet, a csapadékmennyiséget, a globálsugárzást (l. 2. táblázat), továbbá a talaj térfogatsúlyát, szerves széntartalmát, pH-ját és az esetleges gazdálkodási gyakorlatot (termény típusa, műtrágyázás, öntözés, vágás, legeltetés, gyomlálás, stb.) (l. 3. táblázat). 2. táblázat: meteorológiai bemeneti adatsor Bugac_2007 1 2 3 4 5 6 7 8 9 . . . 360 361 362 363 364 365

8.59 5.75 7.21 7.04 9.8 9.36 11.22 9.61 14.55 . . . -3.77 -2.95 -3.77 -4.49 -4.88 -5.76

2.96 -1.1 -2.95 0.33 1.43 -1.79 -4.47 -3.14 3.74 . . . -4.46 -4.59 -5.23 -6.26 -6.68 -6.45

0.40 0.00 0.00 0.00 0.04 0.02 0.00 0.02 0.00 . . . 0.13 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00

1.72 1.70 4.98 2.49 3.84 2.17 3.16 2.19 5.13 . . . 0.72 0.62 0.50 0.57 0.85 0.78

A talaj környezeti változóinak profiljai, akárcsak a nyomgáz fluxusok a bemenő adatokra épülnek. Amikor a nyomgázkibocsátások regionális becslését használjuk, a modell kéri az elkülönített térbeli és időbeli bemenő adatok GIS (geographic information system) adatbázisát (Li et al., 1996). Az ökológiai hajtóerők bemenő paraméterei alapján a DNDC először kiszámolja a napi talajhőmérsékletet, nedvességet, redoxpotenciált, pH-t és szubsztrátkoncentrációkat, és ezután használja a környezeti paramétereket, hogy hajtsa a nitrifikáció, a denitrifikáció, a CH4 képződés/oxidáció és az egyéb releváns geokémiai és biokémiai reakciókat. Az NO, az N2O, a CH4 és az NH3 napi kibocsátása végül ezek órás nettó fluxusából számítódnak ki. A modell nagy része napi időléptékben fut, ez alól kivételt képez a talajklíma és denitrifikációs almodell, melyek órás időléptékben futnak.

43

A modell kimenő adatai napi talajprofilt (hőmérséklet, nedvesség, redoxpotenciál, pH), koncentrációt (a talaj teljes széntartalma, NO3-, NO2-, NH3, NH4+) és fluxust (CO2, CH4, NO, N2O, N2, és NH3) tartalmaznak (l. 8. ábra). Az összes napi és éves kimenő adatot a modell kimenti további használatra. Regionális verziónál az eredmények, mint geografikus adatok is tárolódnak a GIS adatbázisban.

8. ábra: a DNDC futtatás közben grafikusan is mutatja a talajprofilt, a talajfolyamatok intenzitását, a nyomgáz fluxusok mértékét, a talajparamétereket stb.

44

3. táblázat: a modell bemeneti adatai; a modell bemeneti fájlja a szükséges talajtani, kémiai és mikrobiológiai adatokat, valamint a meteorológiai fájl elérési útját tartalmazza. Input_Parameters: -------------------------------------------------------Site_data: Site_name _year Simulated_Year: 1 Latitude: 46.800 Daily_Record: 1 -------------------------------------------------------Climate_data: Climate_Data_Type: 2 NO3NH4_in_Rainfall 3.0000 NH3_of_Atmosphere 0.9000 BaseCO2_of_Atmosphere 365.0000 Climate_file_count= 1 -------------------------------------------------------C:\DNDC\climate_files\Site_name_year.txt Soil_data: Soil_Texture 5 Landuse_Type 4 Density 1.18000 Soil_pH 7.90000 SOC_at_Surface 0.00211 Clay_fraction 0.13000 Litter_SOC 0.02500 Humads_SOC 0.02500 Humus_SOC 0.95000 Soil_NO3(-)(mgN/kg) 3.00000 Soil_NH4(+)(mgN/kg) 0.60000 Moisture 0.49000 Temperature -3.99000 -------------------------------------------------------Crop_data: Rotation_Number= 1 Rotation_ID= 1 Totalyear= 1 Years_Of_A_Cycle= 1 YearID_of_a_cycle= 1 Crop_total_Number= 1 Crop_ID= 1 Crop_Type= 12

45

Plant_time= Harvest_time= Year_of_harvest= Ground_Residue= Yield= Rate_reproductive= Rate_vegetative= Psn_efficiency= Psn_maximum= Initial_biomass= Tillage_number= Fertil_number= Manure_number= Weed_number= Weed_Problem= Flood_number= Leak_type= Water_control= Leak_rate= Irrigation_number= Irrigation_type= Irrigation_Index= BypassFlow Grazing_number= Grazing_ID= Start_Month/Day= End_Month/Day= Cattle_Head_per_ha= Horse_Head_per_ha= Sheep_Head_per_ha= Graz_Hours_Per_day= Cut_number= Climate_file_mode Soil_microbial_index Crop_model_approach Depth_WRL_cm Slope Field_capacity Wilting_point CO2_increase_rate SOC_profile_A

1 1 12 31 1 0.0000 111.0000 0.0200 0.0300 0.400000 60.0000 12.5000 0 0 0 0 0 0 1 0 0.0000 0 0 0.000000 0 1 1 5 1 10 31 0.56000 0.0000 0.0000 1.0000 0 0 1.000 0 100.0000 0.0000 0.49000 0.22000 0.0000 0.050000

46

4. VIZSGÁLATI TERÜLET: A BUGACI TÁJ A „táj” a földrajztudomány egyik leggyakrabban használt térfogalma, egyszersmind a kutatási terület (tér-) egysége. Szférák kölcsönhatása eredményeként kialakult, sajátos arculatú, a szomszédaitól – esetleg éppen az antropogén átalakítás/hasznosítás miatt – többé-kevésbé jól elkülönülő horizontális és vertikális kiterjedésű tér-komplexum. A tájak sokféleségének, mozaikosságának oka az, hogy a – szélsőséges esetektől eltekintve – mindenütt jelen levő és egymással kölcsönhatásban levő szférák a földfelszín különböző helyein eltérő módon/mennyiségben kombinálódnak, ami e területeknek a szomszédságuktól többé-kevésbé eltérő megjelenésében, arculatában jut kifejezésre. A Duna-Tisza közi homokterületen kialakult természetes vegetáció legszembetűnőbb sajátsága, hogy több léptékben is mozaikos szerkezetű, vagyis élesen körülhatárolt foltok szabálytalan ismétlődéseként írható le. A puszta mozaikos szerkezete mind elméleti, mind kutatás-szervezési szempontból ideális, ha a vizsgálatainkat hosszú távon, valamint a modellezni kívánt folyamatokat több léptékben akarjuk megvalósítani.

9. ábra: a mérési helyszín (forrás: http://maps.google.hu) 47

A N-mérleg mérés és modellezés helyszínéül ezért a Kiskunsági Nemzeti Park területén található Bugacpusztát választottuk (46,69°N, 19,60°E,), mely terület tengerszint feletti magassága 110–120 m közötti, többségében homokon képződött talajjal. Felszínét heterogén buckavonulatok tagolják. A terület durva textúrájú löszös-homokos talaja (homok: iszap: agyagtartalom = 79:8:13, 0–10 cm-en, 85:6:9, 10–20 cm-en, 93:3:4, 20–30 cm-en (Machon et al., 2010), közepes humusz és nitrogéntartalommal rendelkezik (Flechard et al., 2007; Czóbel, 2007). A terület enyhén bázikus talajú, a talajoldat pH-ja 7,5 és 8,3 között változik. A táj alapvető éghajlati karaktere meleg és száraz, melyet részben a kontinentális éghajlat, részben a sajátos helyi földrajzi, mikroklimatikus viszonyok alakítanak. Bugac az ország egyik legnapfényesebb területe, az évi napsütéses órák száma rendszerint 2100 óra körüli. Az évi középhőmérséklet 10,4 oC. A nyári maximum hőmérsékletek sokévi átlaga 34,3 oC a leghidegebb téli minimumok átlaga -16,6 oC. Szélsőséges éghajlati események a 35 oC-ot meghaladó nyári melegek és -25 oC-ot meghaladó téli fagyok azonban előfordulnak. A csapadékösszeg évi átlaga 500 mm körüli, ennek többsége a vegetációs időszakban hullik, átlagosan 310–320 mm, ekkor viszont a meleg, száraz levegő és a szél csökkenti a csapadék kedvező hatását, aszályos helyzetek alakulnak ki. Az uralkodó szélirány észak-nyugati, az átlagos sebessége 2,5–3,0 m s–1. Gyakoriak a viharos erejű szelek, így az ennek kitett homoktalajok tekintetében a deflációs károk erőteljesek lehetnek. A térség vízgazdálkodási szempontból igen jó vízbefogadó- és vízvezető képességű, azonban gyenge vízraktározó és víztartó. A homokfelszínek gyors kiszáradása miatt a víztartó rétegek mélységi elhelyezkedésének, a homokba keveredő kolloid frakció mennyiségének igen nagy szerepe van a termékenység szabályozásában. Szervesanyag-utánpótlással a homok termékenysége fokozható, bár a javulás általában csak időleges, a homoki felszínek mindenképpen a mezőgazdasági célokra kevésbé alkalmas területek közé tartoznak.

48

10. ábra: a NitroEurope IP mérőállomás és környéke A kistérség mezőgazdasági szempontból kedvezőtlen adottságainak köszönhetően jelentős természeti értékek maradtak fenn. A löszös homok jellemzője, hogy felszíne a csapadékvíz rendkívül gyors beszivárgása miatt 49

igen száraz, és ez a tulajdonsága a vegetációra igen erős abiotikus stresszt gyakorol. Emiatt a homoki száraz legelő (Cynodonti Festucetum pseudovina) (Borhidi és Sánta, 1999; Fekete et al., 1988, 1995) fajkészlete korlátos, benne számos, az egyedi termőhelyi viszonyokhoz alkalmazkodott növény- és állatfaj fordul elő. Uralkodó fajai a veresnadrág csenkesz (Festuca pseudovina ssp.), valamint a keskenylevelű sás (Carex stenophylla), a mezei zsálya (Salvia pratensis L.) és a csillagpázsit (Cynodon dactylon). A mezei cickafark (Achillea collina) csak minimális borítási értékkel van jelen a gyepben, annál jóval tömegesebb a magyar cickafark (Achillea pannonica) is (Czóbel, 2007).

11. ábra: a bugaci táj – Kiskunsági Nemzeti Park

50

5. MÉRÉSI MÓDSZEREK A bioszféra–légkör között zajló N-nyomgáz cserét az időjárási tényezők mellett a vegetáció és a talaj minősége és működése, illetve a terület mezőgazdasági kezelése és használati gyakorlata is alapvetően befolyásolja. A nitrogénmérleg számítása és vizsgálata a meteorológiai adatok függvényében tájléptékű nitrogénmérleg modellezéséhez nyújt alapot, illetve a füves puszta, mint ökoszisztéma működéséről ad információt. Az EU VI-os NitroEurope program keretén belül különböző (erdős, mezőgazdasági, füves) ökológiai rendszerek N-forgalmának tanulmányozására mérőhálózat alakult, majd a projekt során egységes, minőségbiztosított adatbázist építettünk fel, amelyre támaszkodva: – tanulmányoztuk a felszín−bioszféra−légkör közötti N-forgalmat, a felszíni energiamérleg komponensek, a víz, a szén- és a nitrogénmérleg komponensek közötti kapcsolatot, a talajban lejátszódó nitrogénnel kapcsolatos folyamatokat, – modelleztük a nitrogénmérleg hatását a növényekre, a lokális skálától a tájléptékű folyamatokon át a regionális és európai léptékig, – ajánlásokat fogalmaztunk meg a nitrogénterhelés csökkentésére, a mezőgazdálkodási folyamatok optimalizálására. E nitrogénmérleggel foglalkozó kutatás kapcsolódik más nemzetközi programokhoz, szervezetekhez, mint pl.: COST-729, INI, NinE. Európa 65 európai intézménye vett részt a mérőprogramban, mely több szintre volt tagolva: – 56 mérőhely tartozott a Level 1 (alsó szintű) mérőhálózathoz, ahol a legegyszerűbb és alapvető mérések történtek. Havonta végeztek légköri nyomanyag- koncentráció méréseket alacsony költségű műszerekkel. – 9 állomás (Level 2) (közepes bonyolultságú) méréseket végzett. A fő cél már az éves skálájú nitrogénmérleg meghatározása volt, ezért kis időbeli felbontású (havi átlagos koncentrációk és ülepedési értékek, alap meteorológiai) mérések folytak, – 13 állomás (Level 3) – köztük Bugac is – teljes nitrogén-, szén- és energiaforgalom mérést végzett. A négy hazai intézmény által működtetett bugaci mérőhelyen a N-formák száraz és nedves ülepedésének mérése, kamrás nyomanyag-árammérések (N2O, NO, CO2, CH4), valamint nyomanyag gradiens (NH3, O3, NO, NOx) mérések folytak, melyeket meteorológiai mérések (pl. felszínhőmérséklet, levélnedvesség, PAR), talajmérések (nedvesség, hőmérséklet, talajfizika, anyagmérleg) egészítettek ki. A műszerek telepítése, kalibrációja és karbantartása, valamint a mérések minőségbiztosítása a NitroEurope program protokolja szerint történtek. Folytak ökológiai és agronómiai megfigyelések is. Feladatunk elsősorban a nitrogént tartalmazó 51

nyomgázok, illetve üvegházgázok mennyiségi meghatározása, felszín−bioszféra−légkör közötti kicserélődésének a vizsgálata volt.

5.1

a

Meteorológiai mérések

A NitroEurope IP programhoz kapcsolódó mérések 2006 augusztusában kezdődtek (mérések a GREENGRASS projekt kapcsán már korábban is voltak). Az energiaháztartási, és szén-dioxid mérésekhez a nitrogénháztartás mérése kapcsolódott. Az energiamérleg komponensek közül a sugárzási egyenleget korábban Campbell Q7 (Rebs Net radiometer) műszerrel, jelenleg Kipp & Zonen gyártmányú NR-Lite típusú műszerrel mérik. A globál- és a reflexsugárzás adatait Schenk pyranométerrel, míg a bejövő és a visszavert fotoszintetikusan aktív sugárzást Kipp & Zonen gyártmányú szenzorokkal mértük egy 2 m magas oszlopon. A globálsugárzás mérésére egy további szenzor is beszerzésre került. A turbulens áramokat (impulzus, szenzibilis hő, latens hő, CO2) egy CSAT3 szonikus anemométerrel és egy LI-Cor 7500 nyílt utas H2O/CO2 műszerrel mérték a Szent István Egyetem munkatársai. A direkt árammérő műszerek egy 4 m magas oszlop tetején helyezkedtek el (10. ábra). A mintavételezés 10 Hz-es időfelbontással történtek, a turbulens áramok 30 perces átlagolási idővel készültek a CarboEurope programban használt módszertan alapján (Nagy et al., 2007). Külön is mértük a szélsebességet és a szélirányt egy Young szélmonitor (Model 05103-5) segítségével, a csapadékot a Campbell cég által forgalmazott ARG100 billenőedényes csapadékmérő segítségével. Rögzítettük a fűszinti hőmérsékletet egy árnyékolt hőmérővel, mértük a levélnedvességet (237 Wetness Sensing Grid a Campbell cégtől). A felszín hőmérsékletét infrahőmérővel rögzítettük (IR100). A meteorológiai feldolgozásokhoz használt hőmérséklet és relatív nedvesség értékeket az 1 m magasan elhelyezett Vaisala HMP35AC szenzor adatai szolgáltatták. A Li-7500 mérései szolgáltatták az állomási nyomás értékeit. A talaj energiaforgalmát az 5 cm-es és a 30 cm-es mélységben elhelyezett termisztorokkal, illetve az ugyanezekbe a szintekbe telepített talajnedvesség mérő szenzorokkal (CS615) mértük. A két Campbell (Rebs HFT–3) talajhőáram-mérő lapkát 8 cm mélyen helyeztük el.

52

5.2

Száraz nitrogén ülepedés meghatározása „inferential” módszer alapján

Az NO2, NH3 és HNO3 gázokat, valamint a részecske fázisú NH4+ és NO3- száraz ülepedését az úgynevezett inferential módszerrel határoztam meg: −F = vd × c,

(15)

ahol: vd az irodalomból vett száraz ülepedési sebesség, c a mért koncentráció. Az NH3, HNO3 gázokat, illetve az aeroszol részecskéket az NH4+ és NO3meghatározásához az EMEP hálózatban használt (EMEP, 1996) NILU típusú háromfokozatú szűrős módszerrel, napi 24 órás mintavétellel gyűjtöttük. Az ammónium-nitrát disszociációja az impaktoros (szűrős) mintavétel alapvető problémája. Fő oka a mintavétel során fellépő nyomáscsökkenés a szívó ágon, melynek hatására a szűrőn felfogott ammónium-nitrát egy része ammóniára és salétromsavra bomlik. Mérések szerint a háttérállomásokon alkalmazott 1 m3/h térfogatáramnál az NH4NO3 kb. 20%-a disszociál. A minták koncentrációját HNO3 és NO3- esetén ion kromatográfiás, NH3, NH4+ estén spektofotometriás (indofenol-kék) módszerrel határoztuk meg. Minden komponens esetén a kimutatási határkoncentráció 0,1 μgN m–3 volt. A mintavétel és a mérések relatív hibája 10%. Az inferential módszerrel meghatározott fluxusok számításához használt, fűfelszín feletti ülepedési sebességek irodalmi adatait a következő, 4. táblázat tartalmazza. Az NO2-ra a szakirodalmak (Hesterberg et al., 1996; Watt et al., 2004) kis negatív fluxusokat (ülepedés) mutatnak a füves felszínek felett mért és alkalmazott ülepedési sebességek alapján. Az NO2 alacsony ülepedési sebessége füves területek felett eltérő lehet, de 0,4–2,4 mm s–1 tartományba esik a mérési területtől, klímától és szezonalitástól függően (Marner and Harrison, 2004; Horváth et al., 2005). Az NO2 ülepedési sebességének átlagos becsült értéke – amivel későbbiek során számoltam – 1,35 mm s–1 Yamulki et al., (1997); Horváth et al. (2005); Marner and Harrison (2004); Hesterberg et al. (1996) és Watt et al. (2004) munkájának összegzése alapján. A HNO3 ülepedési sebességét egy korábbi, Bugachoz hasonló természetközeli gyep felett végzett mérésből származtattam (Horváth, 1992). Noha számos eltérés van a két táj fajkészletében, de a csenkesz (Festuca pseudivina) az uralkodó faj mindkét területen. A HNO3 gőz reaktivitása miatt kicsi az ülepedés felszíni ellenállása (rc), visszatartása, vagyis nagy az ülepedési sebesség. A HNO3 száraz fluxusa meghaladja az NO2-ét annak ellenére, hogy légköri koncentrációja jóval kisebb. Viszonylag kevésszámú adat található az ammónium-tartalmú és a nitrát-tartalmú részecskék ülepedési sebességére a szakirodalomban. Mivel az 53

ülepedési sebesség függ a részecskék méretétől, ezért az átlagos részecskeátmérő a legfontosabb információ az ülepedési sebesség becslésénél. Nagyon kevés magyarországi adat áll rendelkezésre az ammónium- és nitrátrészecskék méreteloszlásának tekintetében. Mészáros et al. (1997) munkája alapján a nitrátrészecskék átlagos átmérője 1,5 m nyáron és 0,8 m télen, míg az ammóniumnak 0,6 m nyáron, illetve 0,8 m télen. Horváth et al. (2003) a kontinentális háttéraeroszol-részecskék vizsgálatainak eredménye alapján a nitrát részecskék nagyobb része a durva frakcióban (d>2,5 m) található, míg az ammónium részecskék leginkább a finom frakcióban (d<2,5 m) vannak jelen. Pontosabban fogalmazva, az ammónium-szulfát részecskék inkább a finom frakcióban, az ammónium-nitrát inkább a durvában van jelen. Az ammóniumion tehát itt is ott is megtalálható, de mivel az ammóniumszulfát mennyisége nagyobb az ammónium-nitrátéhoz képest, ezért az ammóniumion többsége a finom frakcióban mutatható ki. A szedimentáció (gravitációs ülepedés) sebessége arányos a mérettel, ezért a nitrát jóval nagyobb ülepedési sebességgel rendelkezik, mint az ammónium, amit Gallagher et al. (2002) és Borrell et al. (1997) szintén említenek. Az ammónia fluxusa kétirányú a légkör és a talaj-növény rendszer között. A talaj ammóniakibocsátása csak bázikus kémhatású talajoknál (mint esetünkben pH= 7–8 közötti) figyelhető meg. Az ammónia bioszféra–légkör közti kicserélődése elsősorban a légzőnyílásokon keresztül történik. A nettó fluxus előjele, tehát az a tény, hogy az ammónia ülepszik-e vagy felszabadul, az úgynevezett kompenzációspont- koncentráció és a tényleges légköri ammónia koncentráció arányától függ. Az ammónia nettó fluxusának (mely nem tartalmazza a talaj emissziót) számolásánál a hasonló fűfelszín felett mért ülepedési sebességet (Horváth et al., 2005) használtam. Az EMEP módszerrel vett minták analitikai elemzése az Országos Meteorológiai Szolgálat Levegőkörnyezet-elemző Osztályán történt. Az adatok feldolgozását és értékelését magam végeztem.

54

4. táblázat: az inferential módszer fluxusbecsléséhez szükséges ülepedési sebesség adatok

HNO3

Átlagos koncentráció a [μgN m–3] 0,26

Átlagos ülepedési sebesség [mm s–1] 27

NO2

1,77

1,35

NH4+ NO3NH3

1,07 0,52 1,29

0,87 5,0 9,9

N–formák

a

Irodalom Horváth et al., 1992 Hesterberg et al., 1996 Horváth et al., 2005 Marner and Harrison, 2004 Yamulki et al., 1997 Watt et al., 2004 Gallagher et al., 2002 Borrell et al., 1997 Horváth et al., 2005

Bugacon 2006-2010 között

5.3

A nedves nitrogén ülepedés meghatározása

A NO3- és NH4+ ionok nedves ülepedését (F) a napi csapadékmintákban mért koncentrációkból (c) határoztam meg: – Fwet (mgN m–2d–1) = c (mgN L–1) × p (L m–2d–1),

(16)

ahol: p a napi csapadék mennyisége. A NO3- és NH4+ ionokat itt is ionkromatográfiás, illetve indofenol-kék spektrofotometriás módszerekkel határoztuk meg. A kimutatási határ 0,05 mg L–1 mindkét ion esetén. A módszerek relatív hibája 5% alatti. A csapadékgyűjtés és koncentrációmérés számolt együttes hibája 10% körüli.

5.4

Légköri ammónia gáz, salétromsav gőz és az aeroszol ammónium, nitrát koncentrációjának mérése DELTA denuderrel

A DELTA (DEnuder for Long Term Atmospheric sampling) denuder – melyet hazánkban mi installáltunk, illetve alkalmaztunk először – egy viszonylag új, olcsó mintavevő rendszer, mely eredetileg az NH3 és az NH4+ hosszútávú mintavételére fejlesztették ki, de a savas hatású gázok (HNO3, HNO2, HCl, SO2) és aeroszol részecskék (NO3-, NO2-, Cl-, SO42- tartalom) hosszú idejű mintavételére is alkalmas (Sutton et al., 2001). A nyomgáz 55

mintavétel egyszerű üveg denuderek sorba kapcsolásán alapul. Amikor a lamináris légáram áthalad a denuderen, melynek belső üvegfala citromsavval van bevonva, az NH3 diffúzióval a cső falához jut, és megkötődik a savas közegben (ezt később a laboratóriumban leoldják), míg az aeroszol részecskék tehetetlenségüknél fogva áthaladnak a denuder csövön és megkötődnek egy külön aeroszol szűrőn. Az ammónium aeroszol elválasztása az NH3 gáztól azáltal valósul meg, hogy a gázok gyorsabban diffundálnak a cső falához, mint a részecskék. A savas gázok, mint pl. HNO3 viszont alkáli (K2CO3) bevonatú denuderrel lettek gyűjtve. A DELTA rendszer havi mintavételi periódusra van hangolva, de rövidebb és hosszabb periódus (1 hét – 3 hónap) is lehetséges a koncentrációtól függően. A mintavételi térfogatáram 0,3–0,4 L perc–1, melyet nagy érzékenységű gázmérővel mértünk. A módszer előnye az impaktoros (szűrős) mintavétellel ellentétben, ahol 1 m3/h térfogatáramnál az NH4NO3 kb. 20%-a disszociál (mivel a mintavétel során fellépő nyomáscsökkenés hatására a szűrőn felfogott ammónium-nitrát egy része ammóniára és salétromsavra bomlik) hogy a DELTA denuderes mintavételnél a térfogatáram nagyságrendekkel alacsonyabb (0,02 m3/h), emiatt az NH4NO3 disszociációja elhanyagolható mértékű. A kis mintavételi térfogatáram miatt a rövid üveg denuderek alkalmazhatók (10–15 cm hosszú, az optimális hossznál a gázok több mint 90%-a megkötődik), így könnyebb a cseréjük és a szállításuk is. A beszívó nyílást kb. 1,5 m magasan kell elhelyezni. A teljes mintavételi egység egy dobozban egy rúdra is felszerelhető, melyet magam installáltam, illetve üzemeltettem. A denuder csövek analitikai meghatározása a NEU által kijelölt horvát Meteorológiai és Hidrológiai Szolgálat akreditált laborjában történt. Az adatok kiértékelését magam végeztem. A légköri NH3 koncentráció kiszámítása: A denuderrel gyűjtött NH3 mennyisége (Q) a következőképpen adható meg: Q = (ce – cv) × V,

(17)

ahol: ce az exponált minta folyadékextraktumában mért koncentráció, cv a vak minta koncentrációja, V az extraháló oldat mennyisége. Az NH3 légköri koncentrációja (c NH3) meghatározható: c NH3 = Q/ Vlev

(18)

ahol a Vlev az átszívott levegő mennyisége, melyet közvetlen leolvashatunk a gázmérőről. 56

Az NH4+ koncentráció számolása is a fenti egyenletek alapján történik. Az így kapott napi átlagos NH3 koncentráció a DNDC modell fontos bemenő paramétere, hiszen különböző algoritmusok segítségével a modell ebből számolja a száraz és a nedves N ülepedést.

Gázmérő Denuder 3 + 4 NH3 mintavételére

Denuder 1 + 2 HNO3, SO2 és HCl mintavételére

2 fokozatú aeroszol szűrő a NH4+, NO3-, SO42-, Cl- és alap kationok Na+, Ca2+, Mg2+ mintavételére

Üveg denuder teflon összekötő cső Szilikon cső tartja a tölcsért

Teflon csatlakozó és beszívó tölcsér

Csatlakozó könyök, mely összeköti a gázmérőt az aeroszol szűrővel

Olajmentes pumpa

12. ábra: a DELTA denuder felépítése A COTAG (COnditional Time-Averige Gradient) rendszer lényegében a DELTA denuder továbbfejlesztett változata, mely fejlesztés a NEU program keretében valósult meg. Más (Level 3) mérőállomásokhoz hasonlóan mi is telepítettünk és üzemeltettünk Bugacon egy ilyen mérőrendszert. A fejlesztés lényege, hogy az egyszintű, egy denuder csövet alkalmazó rendszer helyett (mely sok bizonytalanságot rejt magában, illetve csak inferential módszerrel lehet fluxust számolni) két szinten 6–6 denuder cső került elhelyezésre. Egy ultrahang anemométer segítségével a légkör stabil–instabil–neutrális állapotát elemezve, a különböző feltételek esetén különböző denuder csövön keresztül történik a levegő átszívása. Ezzel a technikával továbbra is olcsó, de már részletesebb elemzésre nyílik lehetőség. Új „prototípus” műszerről révén szó számos nehézség és probléma merült még fel (műszaki, elvi és programozástechnikai), így az adatok elemzése és a konkrét eredmények értékelése még folyamatban van.

57

A talaj dinitrogén-oxid kibocsátásának mérése statikus (zárt) kamrával

5.5

N2 O koncentráció [ppb]

A talaj és a légkör közti dinitrogén-oxid nyomgáz fluxus mérésére a legszélesebb körben használt módszer a zárt, vagy statikus kamra (Horváth et al., 2006). Ez lényegében egy doboz, mely lefedi a talajfelszín kis részét (l. 10. ábra), így a nyomgázok akkumulálódnak a zárt kamrában, ami tipikusan nem több, mint fél óra. A gázkoncentráció növekedésének menete idővel telítési görbe szerint változik, de a mérés időtartama úgy lett megválasztva (a kamramagasság függvényében), hogy a koncentrációnövekedés mindig közel lineáris legyen. Az N2O talajfluxus mintavétele heti rendszerességgel, párhuzamosan 8 kamrát (h=5 cm, A= 2,500 cm2) használva történt. A kamrák körülbelül 10 m hosszú vonalon helyezkednek el. A kamrák alsó keretei a teljes kutatási időszak alatt a talajban maradtak, elkerülendő a telepítés és a bolygatás zavaró hatását, mely a tapasztalat szerint magas emissziós csúcsokat eredményezhet. Úgy biztosítottuk a normális fény és csapadék kitettséget a kereten belül, hogy a 4 cm mélyre a földbe sülyesztett kereteket csak a 30 perces mérési időszak alatt fedtük le a kamratetőkkel. A kereten belül a növényeket nem vágtuk le a mintavétel előtt. A mintákat a lefedést követő 0 és 30 perc után vettük fecskendővel vákuum csőbe. Az N2O mintavétel során a sötét, zárt kamrában a koncentráció-menet telítési görbe alakot vesz fel az idő és a kamra nagyságának függvényében (Stolk et al., 2009). A mérések alapján látszik, hogy 30 percnél tovább nem érdemes mintát venni, hiszen ennél a kamra méretnél a telítődés miatt a koncentráció növekedése megáll (l. 13. ábra). 430 410 390 370 350 330 310 0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

Idő [perc]

13. ábra: az N2O koncentráció növekedési üteme a zárt kamrában egy 2008. májusi mérés alapján 58

50

Számos próbamérésünk azt támasztotta alá, hogy a mintavétel elején (0-20 perc) a koncentráció növekedése közel lineárisnak tekinthető, így jóval leegyszerűsödött a fluxus kiszámítása. A koncentráció-növekedés a kamrán belül egy HP-PlotQ oszloppal rendelkező HP 5890 II gázkromatográfhoz kötött elektron befogásos detektorral (GC-ECD – gas chromatography-electron capture detector) lett meghatározva. Messer féle kalibráló- és referenciagázokat használtunk a mérés során. Természetesen a kamra magassága közvetlenül is befolyásolja a koncentrációnövekedést (Clayton et al., 1994.) A fluxus az N2O koncentráció változásának arányából számolható a következőképpen: FN2O = (ΔC ×2×AN ×Vch ×60 ×f)/(Vm ×Ach×t)= 3,5 ×ΔC/t ×f ,

(19)

ahol: F a fluxus [μg N m–2 h–1], ΔC=C30-C0 a keverési arányok különbsége [ppb], a mintavétel kezdetekor és végén (t=0 és 30 perc), AN a N atomsúlya, Vch a kamra térfogata [m3], 60 az idő-konvertáló faktor [perc h–1], f egy korrekciós faktor, melyet a vákuum csőben maradt nyomás miatt kell figyelembe venni (értéke 1,090 és 1,233 között mozog), Vm a nyomással és hőmérséklettel korrigált standard gáz moláris térfogata [Vm = 22,4 × 10–3 (m3mol–1) × [(273,15 + Tmért (°C) /273,15 × (1013/légnyomás)], Ach a kamrával lefedett talaj területe, t a mérési időtartam [perc]. A koncentrációmérés kimutatási határát és pontosságát a következőképpen határoztuk meg. A statisztikai vizsgálattól függően a mintavétel és analízis nem szisztematikus hibája (szórástényező) mindig 10% alatti volt a paralell mintavételi eljáráskor. A szórástényezőt nem kevesebb, mint nyolc mintával határoztuk meg a mintavétel elején (t=0). Mivel a mintavétel közvetlenül a kamra záródása után történt, a koncentrációk közel azonosak a viszonylag konstans légköri háttérérték miatt (320 ppb). A pontosság gyakori ellenőrzése során a tipikus szórástényező 4 és 6% közötti tartományban volt. A kimutatási határ meghatározásánál a mintavétel alatti minimum 10% koncentrációváltozás (a kezdeti háttér értékhez képest) lett figyelembe véve. E kritérium figyelembevételével a fluxus számolt kimutatási határa 1,3 μg N m–2 h–1. Télen, amikor a talaj felső rétege tartósan megfagy, nem lehet talajemissziót kimutatni, ez részben köszönhető a mikrobiológiai aktivitás csökkenésének, részben annak, hogy a fagyott talajrétegen keresztül nem tudnak a gázok átdiffundálni.

59

5.6

A talaj NO kibocsátásának mérése dinamikus kamrával

A talaj NO kibocsátását dinamikus sötét kamrával határoztuk meg (l. 10. ábra). Egyszerre két párhuzamos, paralell kamrát (h=5 cm, A=200 cm2) használtunk folyamatosan 12 darab, különböző helyen a talajba süllyesztett kereten. A kamrákat minden héten áthelyeztük a következő két keretre, elősegítve azt, hogy a vízháztartás, illetve a növényzet regenerálódjon a korábbi pontokon. Az NO instabil gáz, ezért fontos, hogy a fluxusát olyan módon határozzuk meg, hogy a légköri kémiai reakcióját is figyelembe vegyük. A talajfluxus számolásánál ezért figyelembe vettük az O3 és az NO között lejátszódó gyors kémiai reakciót (Horváth et al., 2006). HORIBA típusú (APNA 350 és APOA 350) gázmonitorokat használtunk, hogy megállapítsuk a kamrát elhagyó levegő NO és O3 koncentrációját. A mérés relatív hibája l és 10 ppb keverési arányú kalibráló gázokkal meghatározva rendre 5,3 és 1,5% volt. A mérések során az átlagos keverési arány általában e két érték felett volt, így az általunk becsült relatív hiba 1% alatt van. Az adatokat óránként X21-es adatgyűjtőre mentettük az 5 perces koncentráció átlagok alapján. A dinamikus kamrában a levegő térfogatárama 1,5 L perc–1. Az adott kamratérfogat és áramlás mellett kialakul egy, a talajemisszió, a kémiai folymatok és a peremfeltételek által fenntartott kvázi-stacionáris állapot, azaz a kamrát elhagyó levegőben a koncentráció időben közel állandó. A fluxust Meixner et al. (1997) alapján számoltam, figyelembe véve a NO és O3 gyors kémiai reakcióját: NO + O3 → NO2 + O2. Az NO2 fotokémiai bomlását a sötétkamrában nullának tekintjük. Kvázi-stacionáris feltételek mellett a tömegegyenlet NO-ra a következőképpen írható: Ff + Fm + Fbl + Fgp = 0,

(20)

ahol: Ff a talajfluxus, Fm a kamrába bemenő és kimenő fluxus különbsége, Fbl a falhatás és Fgp az NO csökkenése az ózonnal való reakció során. Mérésünknél a Fbl elhanyagolható, mert viszonylag rövid (~40 másodperc) a levegő tartózkodási ideje a kamrában. A talajfluxus (μg N m–2 h–1 egységben) a következő egyenlet szerint számolható: Ff = {[NO]ki – [NO]be}f1f2 × Q/A + {k[NO]ki [O3]ki} f1 × V/A,

(21)

ahol, Q a térfogatáram (1,5 ×10–3 m3 perc–1), A a kamra által lefedett talajfelszín, [20 ×10–3 m2], ], [NO]ki és [NO]be az NO kilépő és bejövő keverési aránya a kamrában [ppb], f1=14/Vt, Vt a moláris térfogat egy adott hőmérsékleten t [˚C] (Vt = 0.0795 ×t + 22,41), f2=60 [min h–1] a konverziós faktor, percről órára, V a kamra térfogata, beleértve a csőrendszert is (1,044 ×10–3 m3), k a reakciósebességi együttható, amit szintén számolunk: 60

k = 1,8 × 102 exp(–1400/T) [ppb–1 óra–1] (Seinfeld and Pandis, 1998), ahol T a léghőmérséklet [K], és [O3]ki az ózon keverési aránya (ppb) a kamrát elhagyva.

5.7

Az NO, NO2 és O3 koncentráció és fluxus meghatározása

A különböző nitrogénformák (NO, NO2) fluxusának iránya és mértéke a szélsebesség és a vertikális koncentráció-gradiens mérésével, valamint a turbulens átviteli együtthatók számításával adhatóak meg (gradiens és profil módszer). Az NO és az NO2 koncentráció, illetve fluxus meghatározásánál figyelembe kell venni, hogy ezen gázok koncentrációját nagymértékben befolyásolják a légkörben lejátszódó kémiai reakciók, többek között az O3-nal és egyéb vegyületekkel. Ezért az O3 koncentrációját is nyomon követtük. A gradiens, illetve a profil módszerrel történő meghatározáshoz négy szinten (0,42; 1,13; 2,09; 3,50 m) végeztem koncentráció méréseket APNA 350 NO/NOx, illetve APOA 350 O3, HORIBA gáz monitorok segítségével, így az ózonnal való korrekciót is fegyelembe tudtam venni a számítások során. A műszerek kalibrálását évente végeztem. A műszerek kimutatási határa 0,1 ppb. A monitorokhoz 5 percenként más-más szintről szívtuk a levegőt. Az első 1,5 perc adatait kihagyva képeztük a koncentráció átlagot. A teljes mérési ciklus 1 óra volt. Itt kell megjegyeznem, hogy sajnos az NO és NO2 gradiens mérés és számolás nem tekinthető sikeresnek a következő okok miatt: I.) A négy szinten mért koncentrációk a mérés ideje alatt gyakorlatilag mindig a műszer kimutatási határán mozogtak. II.) A mérési magasságok közötti koncentráció különbség az esetek többségében (az első pont figyelembe vételével) nem volt megfigyelhető, vagyis a magasság- koncentráció adatok nem adták ki az elvárt profilt, így a gradiens számolás is igen nehézkes. III.) A 10 m hosszú teflon csövek gyakran eltömődtek – télen jégdugó, nyáron a kicsapódó pára és a rovarok miatt változott az átszívási sebesség. Ennek kiküszöbölése érdekében az inlet után nemsokkal vízcsapdákat helyeztünk el, így bár a problámát nem oldottuk meg, de javítottunk rajta. Az NO gyakori kis koncentrációi miatt bizonytalan volt mind a gradiens, mind a fluxus számítás. Az NO gradiens napi menete a nullához közeli tartományban mozgott a nyári és a téli időszakban egyaránt, valamint a szórások meghaladták a várható értékeket. Összességében tehát nagyon kevés értékelhető és megfelelő minőségű adat áll rendelkezésünkre, így az nem alkalmas hosszú idősoros analízisre. Az NO kis koncentrációja miatt az ülepedése elhanyagolható. Az NO2 fluxus az „inferential” módszerrel került meghatározásra. 61

5.8

Talaj, biomassza és talajoldat nitrogéntartalmának meghatározása

A vegetációs periódus alatt évente több alkalommal vizsgáltattunk be különböző mélységekből (0–15 cm és 15–30 cm) származó talajmintákat, valamint felszín feletti és alatti biomassza mintákat az Erdészeti Tudományos Intézet akkreditált laboratóriumában. A három párhuzamos talajmintavételt talajfúró segítségével vettem, míg a három párhuzamos biomassza mintákat 40×40 cm-es kvadrátok kijelölésével végeztem el. A mintavételi helyek kijelölése minden esetben véletlenszerűen (random módon) történt. A Rhizon SMS (Soil Moistuer Sampler), vagyis a talajoldat mintavétel a talaj telítettlen rétegéből történik. A megnedvesített mintavevőt horizontálisan kell a talajba helyezni. A bevizezett mintavevőt egyrészt könnyebb behelyezni, másrészt így csökkentjük a talajzavarást. A talaj így hamarabb rendbe jön jó kontaktust eredményezve a mintavevővel. A mintavevőt vákuum alá kell helyezni, ami fecskendővel, vagy vákuum csővel is megoldható. A vákuumot biztosító fecskendő egy 10 cm hosszú PVC csövön keresztül kapcsolódik a 10 cm hosszú hidrofil, porózus (0,1 mikron) polimerhez, ahol a talajnedvesség abszorbciója történik. Az oldott szerves és szervetlen anyagok nem abszorbeálódnak a mintavevőn. A mikropórusos anyag átjárhatatlan a baktériumok számára, vagyis a minta steril. A minták kiértékelése laborban történtek. A nitrát redukciója, vagy az ammónia oxidációja nem valószínű, de e folyamatokat nem is zárhatjuk ki. A mintavevő nagy előnye, hogy olcsó, a pH nem változik, minimális az ioncserélő kapacitása (kisebb, mint a talajnak), minimálisan zavarja a talaj hidraulikus tulajdonságait (http//:www.eijkelkamp.com). Mivel homokos, száraz területen történt a mintavétel, ahol a talajnedvesség gyakran akár 10% alatt is lehet, így sajnos többszöri próbálkozás ellenére sem tudtam megfelelő mennyiségű mintát venni, ezért valószínűsíthető, hogy a nitrát felszín alatti elfolyása elhanyagolható. A vegetációs periódusban a növények csökkenthetik a talaj víztartalmát. A gyökerek eltérő vízmennyiséget abszorbeálnak különböző helyzetből és mélységből. A talajpórus víztartalmát (WFPS) a következőképpen számoltam (Firestone and Davidson, 1989):

WFPS = (θv /Φ) × 100,

(22)

ahol θv víztartalom térfogatszázaléka (θv = θm × ρb) θm a víztartalom tömegszázaléka, ρb a talaj térfogatsűrűsége (mg m–3), Φ a telítési víztartalom (porozitás) százalékban (Φ = (1- ρb / ρp) ×100, ahol ρp talajrészecskék sűrűsége. 62

6. EREDMÉNYEK ÉS ÉRTÉKELÉSÜK Meteorológiai jellemzők és azok változása a mérési periódusban

6.1

Mivel mind a Nr ülepedését, mind a N-nyomgázok képződését és talaj emisszióját nagymértékben befolyásolják a terület meteorológiai viszonyai, ezért röviden jellemzem a kutatási időszakban tapasztalt főbb meteorológiai paramétereket és azok változását. A meteorológiai változók az egyik fő ökológiai hajtóerejei sok, a légkörben és talajban lejátszódó reakciónak, vagyis ezek ismeretével számos folyamatot és változást nyomon tudunk követni és/vagy meg tudunk magyarázni.

T [ °C ]

25

a

15 5

T [ °C ]

01/10/10

01/07/10

01/04/10

01/01/10

01/10/09

01/07/09

01/04/09

01/01/09

01/10/08

01/07/08

01/04/08

01/01/08

01/10/07

01/07/07

01/04/07

01/01/07

01/10/06

b

01/07/06

25 20

01/04/06

-15

01/01/06

-5

15 10 5

14. ábra: a mérőállomáson mért napi átlag léghőmérséklet 1 m-en (a) és talajhőmérséklet 5 cm mélységben (b) 2006-ban 109 fagyos nap és 36 hőségnap mellett az évi középhőmérséklet 10,1 °C volt, mely igazodik a sokéves átlaghoz. 2007–2009. között viszont az éves középhőmérséklet 1 fokkal emelkedett, 11,0–11,2 °C között volt. A jelentős melegedés következtében megnőtt a hőségnapok (Tmax>25°C) száma (rendre 54, 42 és 48), míg jelentősen csökkent a fagyos 63

2011.01.01

2010.09.01

2010.05.01

2010.01.01

2009.09.01

2009.05.01

2009.01.01

2008.09.01

2008.05.01

2008.01.01

2007.09.01

2007.05.01

2007.01.01

2006.09.01

2006.05.01

2006.01.01

0 -5

napok száma (2008-ban és 2009-ben 84 és 89). Az enyhébb telek következménye, hogy az elmúlt években gyakorlatilag a talaj felső része sem volt megfagyva (l. 14. ábra), mely kihatott a talajfluxusokra is (l. később). A csapadékösszegeket vizsgálva (15. ábra) kitűnik, hogy míg 2006-ban és 2008-ban a sokéves átlaggal megeggyező csapadék hullott, addig 2007- és 2009-ben 19–11%-al kevesebb hullott, vagyis ezek az évek nem csak melegebbek, de szárazabbak is voltak. A 2010-es év extrém csapadékos időszaknak tekinthető országos és bugacpusztai viszonylatban is. Az éves csapadékösszeg a sokéves átlag duplája volt, ezzel párhuzamosan a hőségnapok száma jelentősen lecsökkent (29). 1000

Kumulatív csapadék [mm]M

Átlag:1986-2006 2008

2006 2009

2007 2010

750

500

250

0 1

31

61

91

121

151

181

211

241

271

301

331

361

15. ábra: a kumulatív csapadékeloszlás évenként, Bugacpusztán A havi csapadékeloszlásokat vizsgálva (16. ábra) megállapítható, hogy a 2010-es évet leszámítva jelentős csapadékhiány általában júliusban − fő vegeteciós periódusban − mutatkozott, mely jelentősen befolyásolta a növényi produktivitást.

64

160

2006 2009

mm hónap-1

120

2007 2010

2008

80 40 0 -40 -80 Jan.

Febr. Márc. Ápril.

Máj.

Jún.

Júl.

Aug.

Szept.

Okt.

Nov.

Dec.

100 80 60 40 20

2011.01.01

2010.09.01

2010.05.01

2010.01.01

2009.09.01

2009.05.01

2009.01.01

2008.09.01

2008.05.01

2008.01.01

2007.09.01

2007.05.01

2007.01.01

2006.09.01

2006.05.01

0

2006.01.01

Talajpórusok víztelítettsége [%]XX

16. ábra: a mérési helyszín havi csapadékeloszlása az 1986–2006. átlagához viszonyítva

17. ábra: a talajpórusok víztelítettsége a mérési időszakban Bugacon A homokos talaj tulajdonságaiból fakadóan a talajpórusok víztelítettsége a vegetációs periódusban általában 40%-ot sem érték el, természetesen ez alól a nagyobb esőzések és a téli, illetve tavaszi hóolvadási időszakok a kivételek. A talajvíz szintje 6 m körül van, ezért a talajfelszín hajlamos a gyors kiszáradásra, melynek alapvető hatása van a mikrobiológiai közösségre. 65

A talajkibocsátás függése a talajhőmérséklettől

6.2

A legtöbb tanulmányban igazolták, hogy a N-kibocsátás növekszik a talajhőmérséklettel. Ez összhangban van azzal a ténnyel, hogy a kémiai és/vagy enzimatikus folyamatok sebessége általában exponenciálisan növekszik a hőmérséklettel mindaddig, amíg egyéb tényezők (hőstressz, szubsztrát hozzáférés vagy nedvesség) azt nem korlátozzák. Bugac esetében NO-ra – mely a talaj jól átszellőzött felső rétegében képződik nitrifikációval – 20 °C körül van. A talaj alsóbb rétegében képződő N2O viszonylag nagy talajfluxusa 5 °C alatt annak a következménye lehet, hogy a téli (általában fagyott) időszakot követő olvadás nagy emissziós csúcsot eredményez, noha a hőmérséklet alacsony marad (Priemé and Christensen, 2001; Müller et al., 2002). A fagyott talajfelszín megakadályozza a molekuláris diffúziót a talaj felső rétege és a légkör között, így az első olvadáskor az addig a talaj alsóbb, melegebb rétegében termelődött nyomgázok egyszerre távoznak a légkörbe. Talaj NO fluxus [μg N m-2 h-1 ]

40

a 30

20

10

0 <5

Talaj N2O fluxus [μg N m-2 h-1]

16

5-12.5

12.5-20

>20

b 12

8

4

0 <5

5-12,5 12,5-20 Talaj hőmérséklet intervallumok [°C]

20-25

18. ábra: az NO fluxus (a) és az N2O fluxus változása (b) az 5 cm mélyen mért talajhőmérséklet függvényében Bugacon 66

35 30

Kamra 1 Kamra 2

25 20 15 10

2 2010 .07.1

1 2010 .07.1

0 2010 .07.1

9 2010 .07.0

8 2010 .07.0

7 2010 .07.0

6 2010 .07.0

5 2010 .07.0

4 2010 .07.0

2010 .07.0

2010 .07.0

3

5 0 2

-2 -1 NO fluxus [μg N m h ]

A biológiai aktivitás hőmérsékletfüggését jól mutatja az NO fluxus napi menete (19. ábra).

19. ábra: A dinamikus kamrákkal mért NO fluxus napi menete nyári időszakban A dinamikus kamrákkal párhuzamosan mért NO talajemisszióbeli eltérés (19. ábra) abból adódik, hogy kis léptékben is igencsak változhatnak a talaj tulajdonságai (pl.: hozzáférhető szubsztrátok), valamint a növényzet, illetve a csőben lévő rovarok és/vagy vízcseppek is okozhatnak zavaró hatásokat. Meg kell jegyezni, hogy a talaj hőmérséklete gyakran nem magyarázza meg az NO fluxus szezonális eltérését (Ludwig et al., 2001). Úgy tűnik, hogy több esetben az NO és N2O-kicserélődés rövid távú változását a talaj hőmérséklete modulálja, míg a biogén kibocsátás nagyságát elsősorban más tényezők kontrollálják, különösen a talajnedvesség (Kirkman et al., 2002).

6.3

A talajkibocsátás függése a talaj víztartalmától:

Davidson (1991) általános jellemzést ad szárazföldi ökológiai rendszerek esetére, hogy – többek között – a talajnedvesség hogyan befolyásolja a mikrobiális anyagcseréből (nitrifikációból és denitrifikációból) származó nyomgáz fluxusokat (20. ábra).

67

Nettó gázképződés

Nitrifikáció Denitrifikáció

Talajpórusok víztelítettsége (WFPS)

20. ábra: sematikus ábra a N-nyomgáz képződésére a talajpórus víztartalmának függvényében (Kirkman et al., 2001 – Davidson, 1991 nyomán) A bugaci terület homokos talajának vízháztartási tulajdonságai miatt a fenti összefüggés jelentősen, a következőképpen módosul (21. ábra). Az optimális talajnedvesség NO esetében 20–30%, míg N2O esetében 40–50% körüli tartományba esik. A háromfázisú talajrétegben (az a felszín közeli réteg, ahol talaj-víz-levegő egyaránt jelen van) a pórusvíz-tartalom magas értéke (WFPS>70%) ritkán volt megfigyelhető, így a N-gázok függése a talajnedvességtől nem teljes, de a korábbi tanulmányok alapján arra lehet számítani, hogy mindkét gáz kibocsátása folyamatosan csökken a magasabb WFPS tartományok mellett. Az optimális talajnedvesség vegetációs időszakban csak 2010-ben fordult elő, ekkor az N2O emissziója is jelentősen nagyobb volt az előző évekhez képest. A talaj N2O és NO emissziójának mértékét a talajban élő mikroorganizmusok klimatikus hatásokra adott válasza határozza meg. A két legfontosabb tényező a talaj nedvességtartama és hőmérséklete. A legeltetés hatása az N2O emisszióra kicsi, illetve nem mutatható ki (Horváth et al., 2010). A mérések és a környezeti paraméterek (hőmérséklet, talaj relatív víztartalma) függvényében a dinitrogén-oxid emisszió az alacsonyabb talajnedvesség-tartalomnál nagyobb volt az előzetes tanulmányok alapján várt értéknél. Ennek egyik oka lehet, hogy a dinitrogén-oxid ebben az esetben ammóniából keletkezik. 68

25

NO fluxus [μg N m-2 h-1 ]

a 20

15

10

5

0

20

10-20

18

b

20-30

30-40

40-50

50-60

60-70

80-90

90-100

Nincs mért adat: várt érték a korábbi tanulmányok alapján

16

N2O fluxus [μg N m-2 h-1]

70-80

14 12 10 8 6 4 2 0 10-20

20-30

30-40

40-50

50-60

60-70

70-80

80-90

90-100

A talajpórusok nedvességtartalma [%]

21. ábra: az NO fluxus (a) és az N2O fluxus változása (b) a talajnedvesség függvényében Bugacon Kool et al. (2007; 2009a) talaj inkubációs technikával oxigén- és nitrogénizotóp nyomjelzőket alkalmazva vizsgálták a bugaci talajmintákban az oxigén kicserélődést a víz és a biológiai nitrogén transzformáció köztes termékei között. Ezzel a viszonylag új eljárással kimutatták, hogy nitrifier denitrifikációs folyamatok (ammónia-oxidáló baktériumok nitritet képesek tovább redukálni, így ammóniából N2O képződhet, l. 22. ábra) akár jelentős mértékben hozzájárulhatnak az N2O képződéshez, vagyis az N2O képződhet kisebb talajnedvesség-tartalom mellett is. Ez a jelenség magyarázhatja a magasabb emissziós rátát alacsonyabb víztartalom esetén is a 21. ábrán. Azt valószínűsítik, hogy nem a mikrobiológiai közösség (milyen baktérium fajok alkotják a talaj élőközösségét) lehet a meghatározó hajtóerő a különböző N2O képződési utaknak. Ennél a biokémiai útnál szintén meghatározták, hogy a pH 69

lehet a fő tényező a nitrifikáció által indukált N2O képződésnek. Ezzel a módszerrel szintén megfigyelték számos európai talajmintában, így a bugaci mintákban is, hogy – az oxigén helyett, ahogy azt korábban feltételezték – a víz a hatékony oxigénforrás az N2O képződési folyamatánál (és esetleg az NO-nál is). Az oxigén izotópos mérések azt mutatják, hogy a bugaci talajban a NH4+ lehet a N-forrás (nem feltétlenül az tükröződik, hogy a NO3- viselkedik szubsztrátként) a képződés alatt, emiatt a nitrifier denitrifikáció a mikroszervezetek anyagcseréjének alternatív útja lehet (Kool et al., 2009b). Természetesen további együttműködés és vizsgálatok kellenek, hogy jobban megértsük ezen alternarív anyagcserefolyamat részleteit.

22. ábra: a nitrifikációs, denitrifikációs és a nitrifier denitrifiációs folyamatok sematikus útja (forrás: Butterbach-Bahl et al., 2011)

6.4

A nitrogén komponensek fluxusai és az anyagmérleg

Az ülepedési adatok elemzésénél az alábbi következtetésekre lehet jutni. Ismerve az egyes években lehullott csapadék mennyiségét (pl.: 2007-ben 446 mm 2010-ben 967 mm) azt feltételezné az ember, hogy a kiülepedett száraz/nedves nitrogén arányát nagyban befolyásolja az éves csapadék mennyisége, hiszen több csapadékkal több N-vegyület mosódhat ki. Ez csak 70

részben igaz, hiszen az esősebb években valamivel nagyobb a csapadék által kiülepedő nitrogén mennyisége, de – az előzetesen vártakkal ellentétben – ez lényegesen nem változtat a száraz/nedves ülepedési arányon, vagyis a csapadék mennyiségével nem arányosan változik a nedves N-ülepedés. A száraz és nedves ülepedés aránya 1,5–2,3 között változik (23. ábra).

Száraz- és nedves ülepedés aránya (%)

100 80 60

30% 36%

35%

34%

64%

65%

66%

2007 (446mm)

2008 (567mm)

2009 (486mm)

70%

40%

60%

40 20 0 2006 (524mm)

Száraz ülepedés

2010 (967mm)

Nedves ülepedés

23. ábra: a száraz és nedves nitrogén ülepedés százalékos megoszlása az egyes években (zárójelben az éves csapadékmennyiség) A sokéves mérések alapján Bugacon a csapadék átlagos NO3- tartalma 2,84 mg L–1, míg az NH4+ tartalma 0,78 mg L–1. A NO3- és az NH4+ nedves ülepedésének megoszlása a 24. ábrán látható. A 2006-os évtől eltekintve az ammónium átlagosan 55%-ban, míg a nitrát 45%-ban járul hozzá a csapadékkal kiülepedő nitrogén mennyiségéhez. Itt kell megjegyezni, hogy a csapadékkal jelentős mennyiségű szerves nitrogén is kiülepszik. Egyes területeken (Egyesült Királyság) a teljes nedves ülepedés akár 24–40%-át is kiteheti a szerves N aránya (Cape et al., 2004), míg más területen (mint pl. a dániai Soroe) ez az arány mindössze 9%-ra tehető (Skiba et al., 2009).

71

Nedves ülepedés [g N ha-1 év-1 ]

3500 NO3NO3NH4+ NH4+

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 2006

2007

2008

2009

2010

24. ábra: a NO3- és az NH4+ nedves ülepedésének megoszlása az egyes években

2.5 2

Szerves nitrogén Szervetlen nitrogén

1.5 1 0.5 0

2008.10.03. 2008.10.04. 2008.10.16. 2008.10.29. 2008.11.08. 2008.11.12. 2008.11.20. 2008.11.21. 2008.11.14. 2008.11.28. 2008.11.29. 2008.11.30. 2008.12.04. 2008.12.06. 2008.12.17. 2008.12.18. 2008.12.19. 2008.12.20. 2008.12.21. 2008.12.24. 2009.01.14. 2009.01.22. 2009.01.23. 2009.01.27. 2009.01.28. 2009.02.02. 2009.02.03.

Csapadék N-tartalma [mg N L-1 ]

A NEU együttműködési program keretében szervesanyag-tartalomra elemezték a bugaci 2008. október és 2009. február közötti csapadék mintákat (N. Cape, CEH, Edinburgh személyes közlése). Az eredmények alapján a csapadék teljes N-tartalmának 16%-át teszi ki a szerves frakció (l. 25. ábra). A téli félévi, rövid mintavételi periódus nem tekinthető reprezentatívnak, csak durva becslésnek, ezért a csapadék szerves N-tartalmát a mérleg becslésénél (6.6.2 fejezet) úgy vettük figyelembe, hogy az a hosszútávú mérés hiányából származó bizonytalansággal terhelt.

25. ábra: a szervetlen és a szerves nitrogén megoszlása a csapadékban A csapadék – és vele együtt a nitrogén nedves ülepedés – mennyisége felelős a talaj mikroklimatikus viszonyainak változásáért, ezzel befolyásolva az 72

N-vegyületek eloszlása (%)

anyagcserefolyamatokat, ennélfogva a körülmények általában a nitrifikációs folyamatoknak kedveznek. A nitrogénvegyületek többévi száraz ülepedését tanulmányozva (26. ábra) megállapítható, hogy a redukált vegyületek 55%-ban, míg az oxidált Nvegyületek 45%-ban járulnak hozzá a száraz ülepedéshez, vagyis általában a redukált forma ülepedése a nagyobb. Ez megegyezik más európai mérési területek eredményeivel, igaz ott az eltérések valamivel nagyobbak. A száraz ülepedés mértékét alapvetően az ammónia és a salétromsav határozza meg. Szembetűnő az is, hogy a kiülepedő N-gázok (NH3, HNO3, NO2) 83–89%-ban, míg a részecskék (NH4+, NO3-) mindössze 11–17%-ban járulnak hozzá a szárazon ülepedő nitrogén mennyiségéhez.

100 80 60 40 20 0 2006 NH3 NH3

2007 NH4+ NH4+

2008 HNO3 HNO3

2009 NO3NO3-

2010 NO2 NO2

26. ábra: a nitrogénvegyületek száraz ülepedésének százalékos eloszlása a mérési időszakban A havi koncentráció adatok normalizálásával jól látszik, hogy milyen szezonális eltérések vannak az egyes nitrogénvegyületek koncentrációváltozásai között (27. ábra). A HNO3 és NH3 koncentrációk nyári, míg a NO3- és NH4+, illetve NO2 koncentrációk téli maximummal rendelkeznek, mely természetesen összefüggésben van a vegyületek fotokémiai aktivitásával (pl. NO2 + hv → NO + O·), illetve az NH4NO3 disszociációs jellemzőivel a nyomás, hőmérséklet és relatív nedvesség függvényében (l. később).

73

2.5 HNO3 HNO3 NO3NO3NO2 NO2

2 1.5

NH3 NH3 NH4+ NH4+

1 0.5 0 jan.

febr.

márc.

ápril.

máj.

jún.

júl.

aug.

szept.

okt.

nov.

dec.

27. ábra: az EMEP technikával mért koncentrációk havi normált értékei a mérési időszakban Magyarországon elsőként alkalmaztuk a DELTA denuder módszert, ezért szükségesnek tartottam az ismert és elfogadott EMEP technikával történő összehasonlítást. Ami gazdasági szempontoknál előnyt jelent a DELTA denuder esetén, az az adatok elemzésénél hátrányt képez, vagyis a havonkénti mintavétel ugyan olcsóvá teszi a rendszert, de a napi koncentrációváltozásokat, extrémum értékeket stb. nem lehet vele nyomon követni, hiszen csak havi átlagkoncentrációk mérését teszi lehetővé ez a technika, így az esetleges eltérések okának feltárására így nem nyílik lehetőség. A havi adatok összehasonlítása az EMEP technikával viszonylag jó korrelációkat mutat 1-1 hónapot leszámítva, amikor ellentétes menetek figyelhetők meg, ami a korrelációt is jelentősen lerontja. Az eltérés további oka lehet, hogy a két mérőhely néhány km-re volt egymástól. Az is kérdés, hogy a denudercső belső falára felvitt abszorbeáló anyagok pontosan milyen hatásfokkal (90–100% között) nyelik el a mérni kívánt molekulákat (esetünkben NH3, HNO3, stb).

74

EMEP módszer

a

200

Delta Denuder

150 100

Nov 2010

Aug 2010

May 2010

Febr 2010

Nov 2009

Aug 2009

May 2009

Febr 2009

Nov 2008

Aug 2008

May 2008

Febr 2008

Nov 2007

Aug 2007

May 2007

Aug 2006

0

Febr 2007

50

Nov 2006

Ülepedés [g N ha-1 hónap-1 ]

250

Delta denuder

200 b

150

y = 0.4435x + 29.462 2

r = 0.6886 R = 0.4743

100 50 0 0

50

100

150

200

EMEP módszer

28. ábra: a NO3- tartalmú részecskék fluxusának menete két különböző mérési technika alapján (a), valamint a két mérési módszer korrelációja (b) A denuderen belüli páralecsapódás elkerülése érdekében (mely mérési hibát okozhat) a fejlesztők elektromos ellenállást (melegítő panelt) helyeztek el a dobozban, hogy biztosítsák a külső hőmérsékletnél valamivel magasabb belső hőmérsékletet, de ezek ellenére gyakran figyeltük meg ezt a jelenséget. A NO3- fluxus éves menetében (28. ábra) jól látható, hogy a téli hónapokban mutatkoznak az ülepedési maximumok, míg nyáron jelentősen lecsökken a fluxus. A két mérési módszer összevetése jó egyezést mutat (r = 0,69) 1%-os szignifikancia szint mellett (p<0,01) még úgy is, hogy egyes hónapokban a menetek ellentétes irányúak. Az EMEP és az olcsó, de csak havi átlagadatot szolgáltató DELTA denuder módszer viszonylag jó korrelációt (r = 0,56; p<0,01) mutat az ammóniumnál is, természetesen itt is megfigyelhető a téli és nyári évszakok ülepedése közötti különbség. Ez arra vezethető vissza, hogy a NH4NO3 a hőmérséklet és a relatív nedvesség függvényében disszociál, vagyis télen inkább NH4NO3 formájában van jelen. 75

EMEP módszer Delta Denuder

a

100 80 60

Nov 2010

Aug 2010

May 2010

Febr 2010

Nov 2009

Aug 2009

May 2009

Febr 2009

Nov 2008

Aug 2008

May 2008

Febr 2008

Nov 2007

Aug 2007

May 2007

Febr 2007

0

Nov 2006

40 20 Aug 2006

Ülepedés [g N ha-1 hónap-1 ]

120

120

b

Delta denuder

100

y = 0.5758x + 15.508 2 r = 0.5641 R = 0.3182

80 60 40 20 0 0

10

20

30

40

50

60

70

80

EMEP módszer

29. ábra: az NH4+ tartalmú részecskék fluxusának menete két különböző mérési technika alapján (a), valamint a két mérési módszer korrelációja (b) Elméletben a hosszú tartózkodási idejű szennyezőknél, mint az aeroszol részecskék jobb egyezést vártunk volna el, mint a helyi és rövid tartózkodási idejű ammóniánál. Az ammónia ülepedés éves menete is évszakos változást mutat (30. ábra). A két módszer korrelációja r = 0,65 (p<0,01). Ellentétben az ammóniummal az ammónia száraz ülepedése nyáron a legnagyobb és télen a legkisebb, hiszen az ammónia keltkezésére vezető folyamatok (ammóniumnitrát disszociációja, állati vizelet bomlása, stb.) hőmérsékletfüggők, valamint az ammónium tartalmú műtrágyákból származó ammónia aránya is nyáron nagyobb. Az NH3 fluxusnak van napi menete is, mely a növényzet kompenzációspont- koncentrációjával van kapcsolatban (l. 2.1.3 fejezet). Éjszaka nagyobb az ülepedés, mint nappal, amikor a légzőnyílások nyitva vannak, de ezt esetünkben egyik mérési technikával sem lehetett kimérni, mivel napi és havi koncentrációkat mértünk. Ugyanakkor a Szegedi Tudományegyetem Optikai és Kvantumelektronikai Tanszék Fotoakusztikus Kutató Csoportja kifejlesztett egy 1 ppb alatti kimutatási határú, online NH3 76

1600

EMEP módszer Delta Denuder

a

1200 800

Nov 2010

Aug 2010

May 2010

Febr 2010

Nov 2009

Aug 2009

May 2009

Febr 2009

Nov 2008

Aug 2008

May 2008

Febr 2008

Nov 2007

Aug 2007

May 2007

Febr 2007

0

Nov 2006

400 Aug 2006

Ülepedés [g N ha-1 hónap-1 ]

mérőműszert, mely szintén a NEU projekt részeként valósult meg. Ezzel a 3 szinten való mérés alapján az ülepedés napi menetének meghatározása is lehetséges (Pogány et al., 2009; Weidinger et al., 2010).

Delta denuder

2000

b

1500 1000

y = 1.6348x + 85.478 r = 0.6568 R2 = 0.4314

500 0 0

100

200

300

400

500

600

700

EMEP módszer

30. ábra: az NH3 fluxusának menete két különböző mérési technika alapján (a), valamint a két mérési módszer korrelációja (b)

77

a

800

EMEP módszer Delta Denuder

600 400

Nov 2010

Aug 2010

May 2010

Febr 2010

Nov 2009

Aug 2009

May 2009

Febr 2009

Nov 2008

Aug 2008

May 2008

Febr 2008

Nov 2007

Aug 2007

May 2007

Nov 2006

0

Febr 2007

200 Aug 2006

Ülepedés [g N ha-1 hónap-1 ]

1000

Delta denuder

500

b

400 300 200

y = 0.297x + 162.74

100

R = 0.1289 r = 0.3590

2

0 0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

EMEP módszer

31. ábra: a HNO3 fluxusának menete két különböző mérési technika alapján (a), valamint a két mérési módszer korrelációja (b) A két mérési módszer a salétromsav gőz esetén mutatta a legkisebb korrelációt (r = 0,36; p<0,05). Noha mind a két módszer esetén a fluxusok azonos tartományba esnek, a trend leginkább 2007 elején és 2009 második felében azonos (31. ábra). A fotokémiai aktivitás miatt (HO· + NO2 + M → HNO3 + M) a salétromsav gőz koncentrációja is nyáron nagyobb, de ez az éves menetekben kevésbé figyelhető meg, mint az NH3 esetén. Az N2O talajkibocsátás mérési eredményeink éves átlaga (noha az egyes évek között nagy eltérések lehetnek) 0,67 kg N ha–1 év–1, megközelíti Flechard et al. (2007) európai fűfelszínekre vonatkoztatott átlagos emisszióját (0,93 kg N ha–1 év–1), melyet kilenc európai vizsgálati terület eredményei alapján határozott meg. Az általunk mért alacsonyabb N2O kibocsátási szint a kiskunsági terület hőmérséklet- és csapadék viszonyaival, valamint a homokos talaj kedvezőtlen vízgazdálkodási jellemzőivel, a csekély N-bevétellel, illetve az enyhén bázikus talaj pH-val magyarázható. Jelentős különbség van az extrém száraz 2007-es (éves csapadék összeg: 446 mm) és az extrém csapadékos 2010-es (967 mm) évek kibocsátása között (l. 5. táblázat). A nem legelt területen, mezőgazdasági művelés hiányában, a nitrogénmérleg bevételi tagja egyrészt a hüvelyesek által megkötött nitrogén, 78

ami bár nem elhanyagolható, mivel részarányuk 8–17% körüli, de mérésekkel nem tudtuk meghatározni. Másrészről bevételi forrás a légkörből érkező száraz és nedves ülepedés, melynek értéke 11–15 kg N ha–1 év–1. Ennek mintegy 2– 10%-a a talajból visszakerül a légkörbe üvegházhatású dinitrogén-oxid formájában, illetve 5–13%-a nitrogén-monoxid formájában. Az éghajlatváltozással bekövetkező talajszárazodás következménye lehet, hogy kisebb lesz az N2O emisszió. A GWP-n keresztül a csökkenő N2O kibocsátás potenciálisan negatív visszacsatolást jelent a klímaváltozásra nézve. Más részről a növenyzet nettó CO2 forrássá válhat az extrém száraz években, mint pl.: 2003 és 2007 (Pintér et al., 2008; Barcza et al., 2009), ami viszont pozítív visszacsatolást jelent a klímaváltozásra nézve. E két ellentétes hatás arányát pontosan nem ismerjük (a pozitív, vagy a negatív dominál, lehet, hogy a két hatás kiegyenlíti egymást). A hatások mértéke nem elhanyagolandó, ha figyelembe vesszük a fűvel borított területek nagyságát, illetve azt, hogy a szárazodással a füves területek aránya nőni fog. A dinitrogén-oxid kibocsátásának mértéke elsősorban a talaj szervesanyag- és nitrogéntartalmától, víztartalmától és hőmérsékletétől függ és szoros összefüggésben van a nitrogén bevétellel. A talajok nitrogénbevételének egyik forrása a légköri ülepedés, a szerves és szervetlen trágyázás, illetve a legeltetés során keletkező állati ürülék, továbbá egyes növények nitrogén megkötése. Az ebből származó emisszió az ún. direkt emisszió. A dinitrogénoxid másik, nem elhanyagolható mezőgazdasági forrása az úgynevezett indirekt emisszió, mely elsősorban a gyökérzóna alatt talajvízzel elfolyó, a növények számára már nem hozzáférhető nitrát átalakulásának következménye. A mikrobák által előállított N2O szoros kapcsolatban van a talaj SOC állapotával is, vagyis a talaj C-csökkenése hatással van a N2O termelődésre és/vagy fogyásra. Számos terepi mérés, illetve laboratóriumi vizsgálat megállapította a pozitív korrelációt az N2O képződés/fluxus és a SOC között (Papen and Butterbach-Bahl, 1999; Bouwman et al., 2002). Ez a pozitív korreláció a SOC és az N2O fluxus között a C és N összekapcsolt biogeokémiai ciklusából adódik. A C-hez és N-hez, mint az anyagcseréhez legalapvetőbb anyagokhoz alkalmazkodott a legtöbb életforma a Földön. A növényi növekedés asszimilálja a CO2-ot, de szükség van aminosavra és egyéb esszenciális N-formára is. Ahogy az elhalt növényi szövetek a talaj részévé válnak, a dekomposztálók lebontják a szerves komponenseket, így nyerve energiát és végül a C és a N mineralizálódik CO2-re és szervetlen nitrogénre (ammóniumra, vagy nitrátra). A talajmikrobáknak szükséges energiát rendszerint az oxidációs-redukciós folyamatok szolgáltatják, szállítva az elektronokat a szénatomtól az oxigénig. Ha az oxigén nem hozzáférhető, néhány mikroba (denitrifikálók) más oxidánst használ, mint elektron akceptort. Az oxigén után a talajban a legredukáltabb oxidálószer a nitrát. 79

A denitrifikációs folyamat NO-t, N2O-t és N2-t termel. A nitrifikáció alatt is termelődik N2O, az ammónium nitráttá való mikrobiális oxidációja során (Li et al., 2005). A legtöbb füves terület jó levegőzöttségű talajon található, ezért valószínűleg a Nr átalakulása N2-vé a mikrobiológiai denitrifikáción keresztül nem a legfontosabb folyamat (Del Grosso et al., 2001). Ugyanakkor itt kell megemlíteni, hogy az N2 az anammox folyamaton (anaerob körülmények között az ammónium – nitráttal – oxidálódik N2-vé) keresztül is képződhet (Hayatsu et al., 2008). Noha eme anyagcserefolyamat 1995-ben való felfedezése óta nem sikerült bemutatni a talajfolyamatokban való nagyobb jelentőségét, de eltérő anammox baktériumok jelenlétét leírták számos szárazföldi ökológiai rendszerben (Humbert et al., 2010). Bár még keveset tudunk eme alternatív anyagcserefolyamatról, de az elmondható, hogy a denitrifikáció nem az egyedüli folyamat a talajban, mely N2 képződéséhez vezet. A talajban akkumulálódott Nr a produktivitás növekedéséhez, illetve biodiverzitás csökkenéséhez vezethet (Tartowski and Howard, 2000). A műtrágyázással és/vagy legeltetéssel is nő a Nr mennyisége, amely emittálódhat a légkörbe pl. NH3 formájában (Sommer and Hutchings, 1997) vagy N2O formájában (Fowler, 1997), így a valamilyen kezelés alatt álló területeken a N tartózkodási ideje potenciálisan kevesebb, mint kezelés alatt nem álló gyepterületeken.

80

5. táblázat: összefoglaló táblázat a N-mérlegben szereplő N-vegyületek mért éves fluxusairól és az azokat meghatározó paraméterekről Mért paraméter Csapadék [mm] WFPS átlag [%] T(levegő), átlag [°C] T(talaj) (5cm), átlag [°C] Nedves NO3- ülepedés [kg N ha–1 év–1] Nedves NH4+ ülepedés [kg N ha–1 év–1] Száraz HNO3 ülepedés [kg N ha–1 év–1] Száraz NH3 ülepedés [kg N ha–1 év–1] Száraz NO3- ülepedés [kg N ha–1 év–1] Száraz NH4+ ülepedés [kg N ha–1 év–1] Száraz NO2 ülepedés [kg N ha–1 év–1] Talaj N2O emiszió [kg N ha–1 év–1] Talaj NO emiszió [kg N ha–1 év–1] Nettó ülepedés [kg N ha–1 év–1] Nettó fluxus [kg N ha–1 év–1] d

2002–2004 Átlaga 545 – 10,1 – -2,24±0,11 a -2,46±0,12 a -3,20±0,32 a -4,60±0,23 a -0,80±0,04 a -0,50±0,03 a – 0,80 b – -13,8 -13,0

2006

2007

2008

2009

2010

524 34,6±11,7 10,1 10,2±6,6 -2,26±0,11 -1,12±0,06 -1,57±0,16 -4,18±0,21 -1,01±0,05 -0,35±0,02 -0,75±0,04 0,18 1,63 -11,2 -9,4

446 33,6±16,6 11,1 11,5±4,5 -2,04±0,10 -2,17±0,11 -1,73±0,17 -4,54±0,23 -0,62±0,02 -0,23±0,01 -0,45±0,02 0,15 0,79 -11,7 -10,8

567 30,2±13,9 11 11,1±3,7 -2,19±0,11 -3,01±0,15 -2,64±0,26 -5,32±0,27 -0,83±0,04 -0,27±0,01 -0,80±0,04 0,57 1,19 c -15,0 -13,3 e

486 27,9±9,67 11,2 11,4±3,7 -2,15±0,11 -2,35±0,12 -2,35±0,24 -4,27±0,21 -0,86±0,04 -0,30±0,02 -0,79±0,04 0,63 1,18 -13,0 -11,2

967 44±16 9,9 10,1±6,1 -2,34±0,12 -3,43±0,17 -2,95±0,29 -3,79±0,19 -0,72±0,04 -0,32±0,02 -0,95±0,05 1,80 0,78 -14,5 -11,9

A negatív előjelek ülepedést, a pozitív előjelek kibocsátást jelentenek a Kugler et al., (2008) munkája nyomán b 2002-2004 átlaga; Horváth et al. (2010) alapján c Technikai okok miatt adathiány, 2006., 2007. és 2009. NO talajemisszió átlagából számolva d A modellezett N2 és NH3 emisszó nélkül e 2006, 2007. és 2009. NO talajemisszió átlagával számolva

Az 5. táblázatból kiolvasható, hogy hozzávetőlegesen egy nagyságrenddel több N ülepszik a füves felszínre, mint amennyit a talaj kibocsát. Ha kevesebb légköri N ülepszik le, akkor kevesebb ásványi nitrogén fog lejutni a talaj felső rétegeibe, így a nitrifikáció/denitrifikáció folyamatán keresztül kevesebb nyomgáz fog képződni. Ahogy az előzetes tanulmányokból várni lehetett (Ludvig et al., 2001), a bugaci NO emisszió is 1 kg N ha–1 körül mozgott a vizsgált időszak minden évében. A kiskunsági füves táj a mezőgazdasági (műtrágyázott és öntözött) területeknél jóval kevesebb, de az erdőknél valamivel több (Horváth et al., 2006) NO-t bocsát a légkörbe. A mért NO talajfluxus a szárazabb években 4–5-ször nagyobb, összehasonlítva az N2O fluxussal, ami a száraz talaj következménye. A jól szellőzött száraz talaj nedvességtartalma az NO képződési optimumára esik (l. korábbi fejezet). Ridolfi et al. (2003) közelmúltbeli tanulmányában megjegyzi, hogy a finom szerkezetű talajokból származó N2O-kibocsátások általában meghaladják a durvább talajok emisszióját, míg ennek az ellenkezője igaz az NO kibocsátásra. Vagyis az NO kibocsátás agyagos talajokban alacsony, viszont az N2 kibocsátás jelentőssé válhat. Fizikai és kémiai szempontból ezek az eredmények nagyon valószínűek, hiszen a durvább (homok) talajok nagyobb áteresztő (permeabilitási) képességgel rendelkeznek, mint a finom szerkezetű (agyag) talajok. Továbbá a homokos talaj fontosságát növeli az advektív transzport, mely többszörösére növeli a talaj–légkör közti csere potenciálját összehasonlítva a molekuláris diffúzióval (Martin et al., 1998). Következésképpen, homokos talajból az NO nagyobb eséllyel kerül ki, még mielőtt részt venne valamilyen reakcióban és/vagy mikrobiális anyagcsere során elfogyna (Scholes et al., 1997). A talajból való kijutás hatékonyságának fizikai útja fontosabb az NO-nál, mint az N2O-nál, mert a kémiai reaktivitása az NO-nak sokkal nagyobb. Martin et al. (1998) rövidfüvű sztyepp felett végzett mérései alapján az átlagos NO fluxus homokos talajon volt a legmagasabb, míg agyagos talajon volt a legkisebb, igaz a homoktartalommal egyre növekvő NO fluxus statisztikailag nem volt szignifikáns. Savanyú talajokban denitrifikációval nagyobb arányban képződik N2O, mint semleges, vagy bázikus pH-jú talajokban (Cheng et al., 2005). Enyhén bázikus talaj felett végzett méréseink is igazodnak ezen állításhoz, hiszen az <1 kg N ha–1év–1 N2O kibocsátás alacsonynak tekinthető más mérési területek mérési eredményeihez képest.

6.5

Eredmények összehasonlítása más európai területekkel

A bugaci nitrogénmérleget összehasonlítva egy extenzíven művelt füves terület 2002–2008 közötti mérési eredményeivel (Oensingen, Svájc, Ammann 82

et al., 2009) megállapítható, hogy az NO és az N2O talajemissziója ugyanabban a tartományban (<1 kg N ha–1 év–1) van mindkét területen, miközben a talajfolyamatokat irányító hajtóerők teljesen különbözőek, pl. az éves csapadék mennyisége Oensingen területén általában kétszer nagyobb, míg az évi középhőmérséklet 1°C-al alacsonyabb mint Bugacon, valamint a talaj agyag tartalma is jelentős (40%). Oensingenben a becsült N-kimosódás 0–3,5 kg N ha–1 év–1, míg Bugacon gyakorlatilag nincs. Oensingen füves területén is „inferential” módszerrel határozták meg az egyes ülepedéseket, de az alkalmazott ülepedési sebességek egy kicsit eltérnek, mert Ammann et al. (2009) a svájci megfigyelési hálózat adatai alapján dolgoztak. További jelentős különbség a C/N arányokban mutatkozott. A talaj C/N aránya ott 9–10, míg nálunk 12–14 közötti, illetve ott a növényi C/N arány 15, míg nálunk 20–21 közötti a vegetációs periódusban vett talaj, illetve a növényi mintavételek alapján. Ez a különbség abból adódik, hogy míg nálunk a növénytársulásban a pillangósok aránya 8–17% körüli, addig a svájci mérési területen jelentős (48%). További különbség, hogy ott a fő veszteség a fű betakarítása (több mint 100 kg N ha–1 év–1), míg nálunk a nitrogénkivétel a kis legelési nyomás következtében jóval kisebb. Soussana et al. (2007) kilenc európai füves területre ad legelésre vonatkozó becslést, többek között Bugacra is, ahol 21–38 g C m2 év–1 közöttire teszi a legeléssel kikerülő szén mennyiségét, igaz egy korábbi, kisebb legelési nyomással számol. A jelenlegi legelési nyomással és a talaj feletti biomassza 17,9 C/N arányával számolva 16–26 kg N ha–1 év–1-re tehető a legelés általi bruttó nitrogén veszteség, ami meghaladja a terület légköri N bevételét. A trágya 0,5%-os N-tartalmával számolva Bugacra Horváth et al. (2010) szerint 11 kg N ha–1 év–1 jut vissza a területre, ugyanakkor Skiba et al. (2009) más adatbázis alapján való becslése szerint 16 kg N ha–1 év–1, így az állatok általi nettó N-kivétel a területről mindössze 4–10 kg N ha–1 év–1 körül mozog, ami viszont összevethető a nettó (légkör–talaj) Nkicserélődéssel. Télen a szürkemarhákat ismeretlen mennyiségű, más területről betakarított takarmánnyal etetik. A szürkemarhákat génmegőrzési és más farmokra való tenyésztési céllal tartják, nem pedig tej- vagy hústermelési céllal. Az állatok létszáma viszonylag állandó (0,5 és 0,8 marha ha–1 között változik), így legelésük nem jelent folyamatos és jelentős N-kivételt az ökoszisztémából. Skiba et al. (2009) tanulmánya alapján (melyben számos európai terület nitrogénülepedési és kibocsátási eredményeit foglalja össze) azt a nézetet erősíti meg, hogy a bugaci természetvédelmi terület kicsi légszennyezettségi szint és helyi forrás (műtrágyázás stb.) hiányában a háttérértékhez közeli nitrogén fluxusokat reprezentál régiós léptékben is. 83

Teljes európai kitenkintésben a következő megállapításokra juthatunk. Noha a N-megkötés mérése a 15N izotópos méréstechnika miatt nem mindenhol megoldott, mégis a legtöbb helyszínen a N-megkötést 1–2 kg N ha–1 év–1-nél kisebbre teszik (Skiba et al., 2009), ez alól a svájci Oensingen képez kivételt, ahol nagy a pillangósok aránya, ezért a megkötés is nagyobb (l. fent) Az ülepedés és a kibocsátás szoros összefüggésben áll egymással. Kisebb ülepedés mellett kisebb kibocsátás tapasztaható. A legnagyobb NO emissziókat a német Höglwald (8,1 kg N ha–1év–1) és a holland Speulderbos (6,6 kg N ha–1 év–1) erdős területein mérték. Mindkét területen az ülepedés eléri a 40 kg N ha–1 év–1 értéket. A legnagyobb N2O kibocsátást (12,5 kg N ha–1 év–1) a skóciai Ester Bush füves területen mérték, ahol 171 kg NH4NO3 műtrágyát szórtak ki évente, valamint a csapadék is meghaladja az évi 1100 mm-t. Amíg a NO3- kimosódás Bugacon és a finn Hyytiälä fenyves területén elhanyagolható, addig a hollandiai Loobos erdőben 62 kg N ha–1 év–1-re teszik, de a német Högelwald-nál is 22 kg N év–1 nitrátkimosódással számolnak. A nitrogéntartalmú nyomanyagok magas koncentrációit intenzív mezőgazdasági területek felett mérték, míg a legkisebb értékeket az Észak-finnországi mérőhelyen regisztrálták. A művelt mezőgazdasági területeken nagyobb ülepedést mértek, mint a természetközeli füves területeken (mint pl. Bugacon is). A nitrogént tartalmazó nyomgázok közül mindenhol az ammónia hatása volt a legjelentősebb, akárcsak Bugac esetében. A koncentráció- és fluxusmérések, illetve az EMEP modell alapján a száraz ülepedések 0,5 kg N ha–1 év–1 és 18 kg N ha–1 év–1 között változtak az egyes európai területeken. A teljes nitrogénülepedés (száraz és nedves) 1,2 kg N ha–1 év–1-től (Lompolojänkka, Finnország) 52 kg N ha–1 év–1-ig (Speulderbos, Hollandia) változott. A legnagyobb ülepedés erdős, a legkisebb tundra területeken volt. Az eltérések a különböző éghajlati adottságokból fakadó meteorológiai viszonyok, a különböző talajjellemzők, eltérő háttérszennyezettség és a változatos növényi fajösszetétel komplex kölcsönhatásából erednek.

6.6

Modellezési tevékenység

6.6.1 Érzékenységi vizsgálat Ahhoz, hogy megállapítsam, hogy a modell által használt egyenletek milyen mértékben írják le jól a természeti folyamatokat, illetve mennyire veszik figyelembe az időben folyamatosan változó, vagy éppen nem változó paramétereket, érzékenységi vizsgálatot végeztem (l. 6. táblázat). Az igen nagyszámú bemenő paramétereket három csoportra bontva egyenként, illetve komplexen is vizsgáltam. 84

Az első csoport a meteorológiai adatok érzékenységi vizsgálata volt. Számos modellfuttatás történt a napi maximum és/vagy minimum hőmérséklet pozitív és negatív megváltoztatásával, illetve a csapadék mennyiségének a változtatásával. A talaj összes N-kibocsátásában, sok kiindulási paraméter változtatása esetén nem volt lényeges változás, ugyanakkor a különböző Nformák (NH3, N2O, NO, N2) arányában jelentős változás következett be, amely általában a megváltoztatott paraméter nem lineáris függvénye, de egy-egy esetben lineáris változást is tapasztaltunk. Például: a napi átlaghőmérséklet csökkentésével/növelésével megváltozik a talajfelszín, illetve a mélyebb talajréteg fagyott állapotból való felengedése az olvadási időszakban. Ugyanakkor a talaj végleges felengedéséhez köthető a dinitrogén-oxid és nitrogén-monoxid kibocsátás jelentős része, ami a tavaszi emissziós csúcsban mutatkozik meg, mely akár hetekkel is eltolódhat (egy példát l. 32. ábrán). Összességében megállapítható, hogy a meteorológiai paraméterekre érzékeny a modell. 6. táblázat: a DNDC-vel modellezett talajfluxusok érzékenységi vizsgálatának öszefoglalása N2O

Paraméterek

NO

N2

NH3

g N ha–1 év–1 775 958 104 689

Eredeti futtatás +1 °C

440 1 048

–1 °C

1 300

+2 °C

874 1 315 630

80 1 130

–2 °C

1 352

50 736 13 791

792 1 068 585

125% csapadék

831 1 096

102 730

75% csapadék

628

836

103 626

+10% SOC

946 1042

135 689

–10% SOC

619

875

78 689

+10% agyag

683

979

83 693

–10% agyag

891

940

128 684

+ 0,5 pH

513

836

59 883

– 0,5 pH

955 1 039

135 583

mikrobiológiai index = 0,5

272

672

19 614

nincs legeltetés

776

904

104 166

85

NO fluxus [g N ha-1 nap-1 ]

25 Eredeti hőmérséklet Eredeti hőmérséklet + 0,5 °C Eredeti hőmérséklet + 1 °C

20 15 10 5 0 1

31

61

91 121 151 181 211 241 271 301 331 361 napok

32. ábra: a modell érzékenysége a hőmérséklet változására – az NO talajfluxus alakulása a napi átlaghőmérséklet változtatásának függvényében A második csoport a talaj jellemzőinek a vizsgálata volt. A kezdeti feltételek megváltoztatásával, mint pl. pH, NH4+, NO3-, agyag, szerves széntartalom stb. párhuzamos vizsgálatokat végeztem (Machon et al., 2010). A kimenő adatok és eredmények alapján egyértelműen megállapítható, hogy a modell nem érzékeny a kezdeti biomassza arányára. A modell nem mutatott jelentősebb változást a talaj kezdeti nitrát és/vagy ammónium tartalom változtatására, valamint a csapadékból a talajba bemosódó ammónium és nitrát tartalom változtatására sem, de ezen hiányosság kiküszöbölésén a fejlesztők már dolgoznak. A DNDC szignifikáns változást mutatott az agyagtartalom, mikrobiális tevékenység nagysága, a felszínközeli szerves szén és a pH változtatása esetén (egy példát l. a 33. ábrán). A N-formák emissziójának a változása arányban volt a változtatás nagyságával.

86

NH3 fluxus [g N ha-1 nap-1 ]

8 Eredeti pH Eredeti pH + 0,5 Eredeti pH - 0,5

7 6 5 4 3 2 1 0 1

31

61

91 121 151 181 211 241 271 301 331 361 napok

33. ábra: a modell érzékenysége a talaj paraméterre – az NH3 fluxus alakulása a talaj pH változtatásának függvényében A harmadik vizsgált csoport a területgazdálkodás volt, amelyet a modell szintén figyelembe vesz, úgymint: termény fajtája, aratott mennyisége, műtrágyázás, vagy szerves trágyázás, állatok fajtája, száma, legeltetés kezdete és gyakorisága, öntözés. Mivel az érzékenységi vizsgálathoz a bugaci mérőállomás adatait használtam fel, ezért csak a legelő/füves puszta, illetve az 1 ha-ra eső állatok számával, illetve az ebből adódó legeltetés változásával volt érdemes foglalkozni. Jelentős mértékben befolyásolja az emissziós adatokat, hogy van-e legeltetés az adott területen, vagy nincs. Az állatok száma az ammónia kibocsátást befolyásolja leginkább (l. 34. ábra), alig befolyásolja az NO és nem befolyásolja a N2 kibocsátást. A növényi összetételt leíró legelő, vagy füves puszta besorolás a mag, levél, szár szárazanyagra vonatkoztatott éves mennyiségét jelentősen befolyásolja, amely hatással lehet a természetben lejátszódó egyéb folyamatokra, mint pl: szervesanyag lebomlás, C/N arány, mikrobiológiai aktivitás stb. Összefoglalva: a talaj pH, a SOC, a csapadék és a hőmérséklet a fő tényezők, melyek leginkább befolyásolják a talajfolyamatokat és a fluxusokat. Nincs közvetlen összefüggés az emisszió aránya és a hőmérséklet között, hiszen a hőmérséklet számos talajfolyamatot is befolyásol. A 0–25%-os csapadék és a ±2°C tartományban történő hőmérsékletváltoztatásokra nem lineáris válaszokat kaptam; gázkomponensektől függően 5–44% közötti eltérés volt tapasztalható (Machon et al., 2010). 87

NH3 fluxus [g N ha-1 nap-1 ]

6

Eredeti legelési nyomás

5

Legelési nyomás: 1állat/ha Nincs legeltetés

4 3 2 1 0 1

31

61

91 121 151 181 211 241 271 301 331 361 napok

34. ábra: a modell érzékenysége a területgazdálkodásra – az NH3 fluxus alakulása a legelési nyomás változtatásának függvényében Az agyagtartalom fontos szerepet játszik az NH4+ tárolásában és így befolyásolja a nitrifikációt. Az érzékenységi vizsgálatok alapján tudjuk, hogy mely paramétereket kell pontosabban mérni (megadni) a modell számára, valamint lehetőségünk nyílik arra, hogy a vizsgálati terület egyedi jellemzőihez tudjuk állítani (finomítani) a DNDC modellt és így pontosabb eredményeket kaphatunk. A megfelelően parametrizált modellel jobb eredményeket kaptunk.

6.6.2

Validáció és a modellezési eredmények összehasonlítása a mért adatokkal

A modell validációjához összehasonlítottam a szimulált NO és N2O talajfluxus adatokat és a C/N arányt a mérési eredményekkel (35., 36. ábra és 7. táblázat). A statikus és dinamikus kamrákkal mért, valamint a szimulált havi fluxusok jó egyezést mutatnak 1%-os szignifikancia szint mellett: r = 0,74 (p<0,01) N2O-ra és r = 0,83 (p<0,01) NO-ra. A téli hónapokban rosszabb egyezés tapasztalható, ennek számos oka lehet: i) a hó, vagy fagy miatt kevesebbet mértünk a téli időszakban, ezért egyegy mérésnek megnőtt a súlya, ii) lehet, hogy a modell rosszul kezeli a 0°C körüli kondíciókat (hó vagy eső, fagyott a talaj vagy sem stb.).

88

Havi N2O talajfluxus [ g N ha-1 hónap-1]

250

a

200

Mért Modellezett

150 100 50 0

2006 január

2006 július

2007 január

2007 július

2008 január

2008 július

2009 január

2009 július

2010 január

2010 július

Modellezett (DNDC)

180

b

150 120 90

y = 0.2884x + 14.446 r = 0.74 R2 = 0.56

60 30 0 0

100

200

300

Mért

400

500

-1 hónap-1 ] Havi NO talajfluxus [ g N ha

35. ábra: az N2O mért és modellezett havi fluxusai (a) és korrelációja (b) 400 350 300 250 200 150 100 50 0

a

2006 január

Mért Modellezett

2006 július

2007 január

2007 július

2008 január

2008 július

2009 január

2009 július

2010 január

2010 július

Modellezett (DNDC)

160

b 120 80

y = 0.4824x + 14.751 2

R = 0.695 r = 0.83

40 0 0

50

100

Mért

150

200

250

300

36. ábra: az NO mért és modellezett havi fluxusai (a) és korrelációja (b) 89

70 60 50

a

Mért Modellezett

40 30 20

2008.05.01

2008.09.01

2009.01.01

2009.05.01

2009.09.01

2010.01.01

2010.05.01

2010.09.01

2008.09.01

2009.01.01

2009.05.01

2009.09.01

2010.01.01

2010.05.01

2010.09.01

Mért Modellezett

2008.05.01

2008.01.01

2008.01.01

2007.05.01 2007.05.01

2007.09.01

2007.01.01 2007.01.01

2007.09.01

2006.09.01 2006.09.01

30

b

2006.05.01

40

2006.05.01

50

2006.01.01

10 0

20 10 0

2006.01.01

NO talaj fluxus [g N ha-1 nap-1]

N2O talaj fluxus [g N ha-1 nap-1]

Láthatató (37. ábra), hogy a DNDC szisztematikusan alábecsli a magas NO emissziós csúcsokat, ugyanakkor a havi kibocsátások jó egyezést mutatnak (36. ábra). A modellezett napi N2O talajfluxus jól követi a csapadékeseményeket, ellentétben a méréseinkkel, mivel a heti egyszeri mintavétellel feltehetőleg lemaradtunk számos N2O kibocsátási csúcsról. Az éves N2O emissziónak a jelentős része (tundrán akár 40–70%-a) az alacsony talajhőmérsékletnél képződik (télen), és olvadáskor, amikor a felső réteg felenged, nagy emissziós csúcsot okozhat. Ennek több oka is van: i) ősszel sokminden elhal a talajban (mag, rhizoma, talajlakó állatok stb.), melyek plusz tápanyagot (szerves C- és N-forrást) jelentenek a talajlakó mikroorganizmusoknak, ii) a talajbaktériumok egy részének az optimális működése alacsonyabb hőmérsékleten van, iii) a baktériumok diverzitása (fajszám és megoszlás) fontos tényező a képződő nyomgázok arányára nézve.

37. ábra: a mért és modellezett N2O (a) és NO (b) talajfluxus éves menete Az N2O és az NO talajemissziójának évszakos változása figyelhető meg mind a mért, mind a modellezett értékeknél (35-37. ábra). Ennek magyarázata, hogy a nyári hónapokban a talajhőmérséklet növekedésével egyaránt nő a 90

denitrifikációért és a nitrifikációért felelős mikroorganizmusok aktivitása. Aerob körülmények és nitrifikáció jellemzi a mérési periódus nagy részét, ezért a mért NO fluxus általában meghaladja a mért N2O fluxust. A modellezett N2O talajemissziók jól követik a csapadékos időszakokat, mely különösen jól látható a 2008. és 2010-es években. Ahogy vártuk, 2007-ben elmaradt az N2O tavaszi emissziós csúcsa (l. 37. ábra). Telente a föld általában fagyott, így a képződő nyomgázok nem tudnak kidiffundálni, hanem felhalmozódnak a felső talajrétegben és az első olvadási periódusban egyszerre távoznak nagy tavaszi emisszós csúcsot képezve (Müller et al., 2002; Priemé and Christensen, 2001). A modellezett NO fluxus csúcsok nagysága is általában elmarad a mért értékekétől. Számos oka lehet, hogy a napi menetek miért nem mutattak erősebb korrelációt; pl: meleg és nedves napon még lehet, hogy alacsony a talaj ásványi N-tartalma és ezért kicsi a kibocsátás, vagy a meleg, de száraz napokon lehet nagy a N-tartalom és magas hőmérséklet, de alacsony a WFPS, ezért megint csak kicsi lesz az emisszió, így a viszonylag kis korreláció elkerülhetetlen (Clayton et al., 1997). A talaj által kibocsátott N2 és NH3 mennyiségét nem mértük, mert mérésük bonyolult és költséges lett volna, így a modellezéssel kapott N2 és NH3 kibocsátás validálása nem volt lehetséges. Ha figyelembe vesszük a mért és szimulált NO és N2O adatok jó egyezését, akkor hasonló kapcsolatot feltételezve durva becslést tehetünk az N2 és NH3 fluxusokra is, megjegyezve, hogy ezek bizonytalansága nagyobb, mint a többi komponensé. Biológiai Nmegkötést természetes gyepekre Buterbach-Bahl et al. (2011) 2,3–3,1 kg N ha– 1 év–1-re becsüli. Ammann a pillangós virágúak felszínborítottságának aránya (8–17%) alapján Bugacra átlag 2,9 kg N ha–1 év–1 nitrogén megkötést számolt (személyes közlés), mely értéket figyelembe vettem a N-mérleg becslésénél is (l. 38. ábra). Egy korábbi EU-s nemzetközi kutató program (GreenGrass) kapcsán a 2002–2004 közötti időszakból vannak N2O mérési eredményeink, igaz akkor kéthetente voltak a mintavételek és GC–ECD helyett GC–MS technikával történt a koncentráció meghatározása. Így majdnem egy évtizedet felölelő N2O idősorhoz tudjuk a modell eredményét hasonlítani (rövidebb idősor összehasonlítása részben már megtörtént (Hidy et al., 2011). Sokéves átlag alapján a DNDC alábecsüli az N2O és NO-emissziókat, de a mért éves adatok szórása is jóval nagyobb a szimulált értékeknél. Csak a modelleredményekre támaszkodva megállapítható, hogy a bugaci talaj éves Nkibocsátásának mértéke viszonylag szűk tartományban változik, átlag 2,0±0,44 kg N ha–1 évente. Viszont jelentős eltérések vannak a N-komponensek évek közötti arányaiban, melyet a meteorológiai változók befolyásolnak.

91

7. táblázat: a mért és modellezett talajfluxusok összehasonlító táblázata Évek

Mért DNDC Mért DNDC DNDC DNDC N2O N2O NO NO N2 NH3

Becsült N talajkibocsátás a DNDC alapján

kg N ha–1 év–1

2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 átlag szórás

0,86 0,80 0,74 – 0,18 0,15 0,57 0,63 1,80 0,72 0,51

0,64 0,28 0,49 0,43 0,38 0,23 0,52 0,24 1,04 0,47 0,25

– – – – 1,63 0,79 0,42 1,18 0,78 0,96 0,46

0,76 0,50 0,62 0,67 1,12 0,57 0,59 0,47 0,70 0,67 0,19

0,41 0,45 0,38 0,31 0,37 0,39 0,46 0,68 0,66 0,46 0,13

0,55 0,37 0,45 0,43 0,36 0,29 0,42 0,28 0,50 0,41 0,89

2,36 1,61 1,94 1,84 2,21 1,48 1,99 1,67 2,91 2,00 0,44

Érdemes megfigyelni, hogy az extrém száraz és meleg nyarakat hozó években (2003, 2009) a modell mennyire alábecsli az N2O értékeket a mért értékekhez képest. Ez arra vezethető vissza, hogy a bioszféra egyrészt adaptálódott az ilyen viszonyokhoz (szárazságtűrő fajok), másrészt az élőlények az éllettelen környezet aktuális állapotához való alkalmazkodása és ezek közötti komplex rendszer (vagyis hogy a szélsőséges környezeti viszonyokat a bioszféra megpróbálja tompítani életfolyamatai során) nehezen modellezhető. Az összes ökológiai modell a valóság egyszerűsített leképezése, így egy rendszer komplexitását és az abból származó eltéréseket és látszólagos bizonytalanságot nem tudjuk kiszűrni. 2009-ben a szimuláció alapján az N2 kibocsátás nagyobb volt, mint az N2O. Az alapvetően száraz és meleg év ellenére sokszor esett rövid idő alatt nagy mennyiségű csapadék, vagyis a modell denitrifikációs almodellje (órás időlépték) a szimuláció során tovább ment az N2O-n és N2 képződött. Ugyanakkor a természetben nyilván nem ilyen élesen zajlanak le a folyamatok, hiszen a talaj mikrobiológiai közössége próbálja a szélsőséges viszonyokat tompítani, amit a modell nem tud. Összességében elmondható, hogy a szimulációval általában megközelítjük a mérési eredményeket havi szinten, de egyes esetekben a fluxust fölé-, vagy alábecsli a modell. Nem szabad elfeledkeznünk az ökoszisztéma térbeli (akár méteres nagyságrendű) heterogenitásáról (ezért mértünk több helyen párhuzamosan). A mikrobiális aktivitás gyakran sokkal 92

gyorsabban reagál a környezeti változásokra mint a biomassza, de az utóbbi egy fontos jelleg marad. A fő nyomgáz-kibocsátási események gyakran rövid idejűek és hajtóerejük a: – meteorológiai extrém események (hő- és víz stressz, fagyás – olvadás), – száradás – újra nedvesedés (nitrifikáció-denitrifikáció), – gazdálkodás (legelés/tarvágás/műtrágyázás stb. ha van). A DNDC-vel kapott átlagos N2O emissziós szint 0,47 kg N ha–1 év–1 (mely viszonylag jó egyezést mutat a méréseinkkel), egy nagyságrenddel alul marad Boeckx és van Cleemput (2001) által IPCC módszerrel, számos európai területre meghatározott 5,6 kg kg N ha–1 év–1 átlagértéknél, igaz abban a munkában a művelt szántóföldi területek is benne vannak, melyeknél általában nagyobb az N2O emisszió és a növényi N-felvételi igény a műtrágyázás miatt. A modellezési eredményeket figyelembe véve az éves mérlegek a 38. ábra szerint alakulnak.

2010 2009 2008 2007 2006 -20 -18 -16 -14 -12 -10 -8 -6 -4 -2 -1 -1 kg N ha év

0

2

4

NO (DNDC) N2O (DNDC) N2O (DNDC) N2 (DNDC) N2 (DNDC) NH3 (DNDC) NH3 (DNDC) N2 megkötés N2 megkötés NH3 gáz NH3 gáz Nedves ülepedés (szervetlen) Nedves ülepedés (szerves) HNO3 gőz HNO3 gőz Aeroszol NO2 NO2

38. ábra: a nitrogén-komponensek hozzájárulása a nitrogén mérleghez az egyes években mérések és a modellszámítások alapján (negatív előjel ülepedést, a pozitív előjel kibocsátást jelent) Az európai füves területekre DNDC modellel Levy et al. (2007) végeztek durva becslést és N2O-ra 1,01 kg N ha–1 év–1 átlagos kibocsátást állapítottak meg, mely viszonylag jó egyezést mutat az általunk mért és modellezett átlagos éves értékekkel, ha figyelembe vesszük, hogy a homokos talaj jól levegőzött száraz területe nem kedvez az anaerob denitrifikációnak. 93

Az üvegházgázok (CO2, N2O CH4) fluxusának egész Magyarországot lefedő (füves/mezőgazdasági stb. területek) első ökológiai modellezésére (részvételemmel) szintén a DNDC-vel került sor, mely szintén jó egyezést mutat Levy et al. (2007) munkájával (vö.: Horváth et al., 2008; Grosz, 2010; Hidy et al., 2011). 8. táblázat: a mért és szimulált C/N arány a talajban és a növényzetben

a b

Évek

Mért talaj C/N arány a

2006 2007 2008 2009 2010 átlag szórás

13,8 13,1 12,5 14,9 17,0 14,3 1,8

modellezett talaj C/N arány 12,5 12,5 12,6 12,6 12,6 12,6 0,1

Modellezett Mért növényi növényi C/N C/N arány b arány 20,7 19,3 21,2 19,1 21,1 18,9 20,5 18,9 19,5 19,0 20,6 19,0 0,8 0,2

0–15 és 15–30 cm mélységből vett minták éves átlaga felszín alatti és feletti biomassza minták éves átlaga

A 8. táblázat adatait összehasonlítva megállapítható, hogy a szimulációval kis bizonytalanság mellett jó becslést tudunk adni a C/N arányokra is. A Kiskunsági Nemzeti Park Igazgatóságától nem sikerült az állatok létszámára, illetve a legelésükre vonatkozó pontos adatokat megszerezni, ezért csak durva becslést tudunk adni általános gazdálkodási adatokból. A területen a gulya (0,5–0,8 marha hektáronként) kb. 180 napon át legel (a téli időszakban, illetve, ha a szárazság miatt nincs elegendő fű, akkor máshonnan származó száraz takarmányt kapnak). Egy szarvasmarha naponta átlagosan 13 kg zöld füvet legel. A zöld fű szárazanyag tartalma hozzávetőlegesen 80%. A 40×40 cm-es mintavételi kvadrátok adatai alapján a felszín feletti biomassza szárazanyag tartalmának átlagos C- tartalma 43%, míg a N-tartalma 2,4% a vegetációs periódusban (C/N=17,9). A fenti adatokból következik, hogy éves szinten hektáronként hozzávetőlegesen 1310 kg füvet legelnek le a területről, mely 450 kg C-t és 19,9 kg N-t jelent. A DNDC több éves szimuláció átlaga alapján legeléssel 372±87 kg C és 20,8±4,8 kg N szállítódik el hektáronként, mely nagyon jó egyezést mutat a fenti, valamint a 6.5 fejezetben tárgyalt más szerzők által kapott eredményekkel. A legeléssel ideiglenesen távozó nitrogén a trágyával gyakorlatilag vissza is pótlódik, leszámítva azt a nitrogén mennyiséget, amit a 94

szarvasmarhák beépítenek szervezetükbe (~4 kg N ha–1 év–1). A szimulációval még egyéb paraméterekre vonatkozó értékeket is kaptam, melyeket – mérés hiányában – nem tudtam összehasonlítani, validálni és bemutatni. 9. táblázat: a modell által becsült növényi, valamint lelegelt C- és N-tartalom Év

Növényi biomassza C-tartalma

2006 2007 2008 2009 2010 Átlag Szórás

522 458 624 435 805 568 151

Növényi biomassza legelt C N-tartalma kg ha–1 27 398 24 302 33 405 23 270 42 487 29,8 372 7,8 87,0

legelt N

22,2 16,8 22,6 15,0 27,2 20,8 4,8

6.6.3 A modellezés nehézségei A környezeti faktorok és a nitrogén nyomgázok fluxusai között található nem lineáris összefüggések miatt számos empírikus és mechanisztikus modellt fejlesztenek, hogy hidat képezzenek a terepi mérés és a tájléptékű becslés között. Mindemellett a modellek által kapott eredményeket óvatosan kell értékelni a megfigyelésekkel szemben, mert korlátjai vannak mind a modellkapacitásnak, mind az adatbázisnak. A csapadék talajban való vertikális és horizontális mozgását, párolgását nehéz leírni, modellezni, ezért a vertikális víz és tápanyagmozgásból adódó nagy bizonytalanság lehet gyenge pontja a modellnek, melyet a talajrétegek virtuális elkülönítésével lehet megoldani. A 2003-as és 2009-es években (szárazság és meleg együtt) a modellezett N2O jelentősen elmarad a mért értékektől. A DNDC a klímafaktorokat nagyobb súllyal veszi figyelembe. A természet azonban komplexebb rendszert alkot, vagyis a biológiai folyamatok megpróbálják tompítani a szélsőséges viszonyokat, illetve alkalmazkodni hozzá, pl. az ammónia-oxidáló baktériumok nitritet képesek tovább redukálni, így ammóniából N2O képződhet, vagyis a nitrifier denitrifikációs folyamatokat a modell nem tudja szimulálni. A tavaszi hóolvadáskor az árvíz mellett a belvíz is igen nagy területet érint, és okoz hatalmas károkat. Az évek óta előre látható, mégsem kivédhető 95

esemény a mérési, illetve a modellezési adatok/eredmények közötti eltérésekre is magyarázatot adhat. A DNDC modell a csapadék adatok alapján vált, illetve számol a nitrifikációs (aerob körülmény), illetve a denitrifikációs (anaerob körülmény) almodellek között. Egy hosszantartó, csapadék nélküli olvadási időszak alatt a modell nem tud a valós paraméterekkel számolni. A hirtelen hőmérsékletemelkedés gyors hóolvadást okoz, valamint a talaj a felszín közelében felenged. Mivel a talaj mélyebb rétegei továbbra is fagyott állapotban maradhatnak, a víz nem tud elszivárogni, így hamar telíti a felszíni talajpórusokat, kialakítva ezzel az anaerob közeget. A vízborítottság időtartama akár több hét is lehet, ami természetesen nagymértékben befolyásolja a N-fluxust, amit a modell nem tud érzékelni az egyébként korrekt, de a vízborítottságot figyelembe nem vevő input adatok miatt. A modell így könnyen hamis eredményt szolgáltathat, hiszen egy vízzel borított, anaerob közegben lejátszódó folyamat helyett aerob közegben (ellentétes irányban) lejátszódó folyamattal számolhat. A bemenő adatoknál nem jelenik meg a vízzel elöntött terület nagysága sem (ami számottevő lehet, akár Magyarország 3%-a is ilyen területté válhat). Ez nagymértékben befolyásolhatja a regionális skálán futtatott modellünk pontosságát az adott időszakban. A belvíz okozta modellezési probléma harmadik aspektusa, hogy a talajpórusok vízzel való telítődésével egyidejűleg megváltozik a denitrifikációs folyamat intermedier nitrogén formaként felszabaduló N2O és N2 aránya, vagyis a N2O képződése csökkenni, a N2 képződése nőni fog. Ez azt jelenti, hogy a modell az üvegházhatású N2O-t felül-, míg az inert N2-t alulbecsülheti. A belvízi időszak néhány héttől pár hónapos időszakot jelenthet, ami éves szinten is okozhat számottevő változást a N-formák talajkibocsátásának arányaiban. Ugyanakkor egyfajta magyarázatot adhat a tavaszi mérési adatok és a modellezési eredmények közötti eltérésekre, ellentmondásokra. A modell e téren történő fejlesztése nagyobb érzékenységet biztosíthatna az alacsony térszínű, valamint a vizenyős területeknek nem tekinthető, de az év néhány hetében valamilyen oknál fogva (árvíz, belvíz, elárasztás) víz alatt levő területeknek.

96

6.7

Új tudományos eredmények

1. Mérésekkel és modellszámításokkal számszerűsítettem egy féltermészetes homoki füves területre a száraz és nedves ülepedéssel bejutó Nkomponensek, valamint a talajbiológiai folyamatok által termelődő, és onnan felszabaduló N-nyomgázok fluxusait különböző években (l 5. táblázat). Antropogén N-bejuttatás hiányában az ammónia száraz ülepedése (35–40%) a legfőbb N-forrása a területnek. A salétromsav gőz száraz ülepedése (20–25%) és a nedves ülepedés (30–35%) is jelentős. A terület N-gáz emissziója (2,0±0,4 kg N ha–1év–1) európai viszonylatban nem tekinthető jelentősnek, igaz műtrágyázás hiányában a bejutó nitrogén is jóval kevesebb. 2. Igazoltam, hogy az eltérő időjárású évek csapadék ellátottsága, annak eloszlása és az éves középhőmérséklet alakulása milyen irányban befolyásolja mind a N-komponensek ülepedését, mind a N-gázok egymáshoz viszonyított talajemisszióját. Az éves csapadék mennyisége (az előzetes várakozással ellentétben) nem befolyásolja jelentős mértékben a nedves ülepedés arányát (mely minden évben 30–40% között mozog) a teljes ülepedéshez viszonyítva. 3. Leírtam a talajhőmérséklet és talajnedvesség, valamint az NO és az N2O talajfluxus közti összefüggést homokos talajtípus esetére, mely kis mértékben, de eltér az eddig vizsgált talajokétól. A talajhőmérséklet növekedésével a biológiai aktivitás (nitrifikáció és denitrifikáció), és így a nyomgáz kibocsátás intenzitása is nő, egészen addig (~20°C), amíg más tényezők (szubsztrát hozzáférés, vagy nedvességtartalom) azt nem korlátozza. Az NO képződés a 20–30%-os, míg az N2O képződés a 40– 50%-os talajnedvesség-tartalom mellett a legintenzívebb. A homokos talaj tulajdonságai miatt általában a nitrifikáció dominál, amely az NO képződésének kedvez. A talaj csak az esőzést követő rövid időszakban válik anaerobbá, vagyis a denitrifikáció során képződő N2O és N2 jelentős emissziós csúcsa ezen időszakokban figyelhető meg. Az N2O/N2 képződés aránya függ a WFPS-től, vagyis a csapadék mennyiségétől. Alacsonyabb nedvességtartalom mellett főleg az ammóniát oxidáló baktériumok alternatív anyagcserefolyamata (nitrifier denitrifikáció) határozza meg az N2O képződést, ami alacsonyabb víztartalmaknál másodlagos csúcsot eredményez. 4. Mérések és modellszámítások alapján megbecsültem a bugaci táj nitrogénmérlegét különböző (száraz és nedves) években (l. 38. ábra). 97

A bugaci természetvédelmi terület a kicsi légszennyezettségi szint és helyi N-források (műtrágyázás stb.) hiányában a háttérértékhez közeli nitrogén fluxusokat reprezentál régiós léptékben is. A bugaci füves felszínre nettó 13±2 kg N ha–1év–1 nitrogénvegyület ülepszik és 2,0±0,4 kg N ha–1év–1 távozik a sokéves átlag alapján, így a nettó fluxus 9–13 kg N ha–1év–1 között változik az egyes évek időjárási viszonyaitól függően. Az állatok általi nettó N-kivétel a területről 4–10 kg N ha–1 év–1 körül mozog, ami összevethető a nettó (légkör-talaj) N-kicserélődéssel, vagyis a táj Nkörforgalma közel egyensúlyban van, enyhe N-nyelőnek tekinthető. 5. Az ökológiai modell által használt bemeneti klíma-, talaj- és egyéb paramétereket felhasználó adatbázis felépítését követően Magyarországon először adaptáltam és validáltam a DNDC modellt a Bugacon mért adatok segítségével. 6. Szimuláltam a homoki legelő talajfolyamatait a különböző években és az eredményeket összehasonlítva a mért talajfluxusok éves összegével, illetve a talaj és növényzet C/N aránnyal, jó egyezést kaptam (l. 7. és 8. táblázat). A mért és modellezett NO és N2O talajfluxusok havi adatai r = 0,8 és 0,7 korrelációt mutatnak. A méréssel és szimulációval kapott talaj, valamint növényzet átlagos C/N aránya rendre: 14,3 és 12,6 valamint 20,6 és 19,0.

98

7. KÖVETKEZTETÉSEK ÉS JAVASLATOK 7.1

Gyepes ökológiai rendszer légkör–felszín közti kicserélődésének számszerűsítéséből, valamint nitrogénmérlegének meghatározásából levonható következtetések

A bugaci területen az üvegházgáz hatású N2O kibocsátása nem jelentős (<1 kg N ha–1év–1), az intenzíven kezelt füves területek nagyobb mennyiségű N2O-t bocsátanak ki. A klímaváltozással bekövetkező talajszárazodás következménye lehet, hogy kisebb lesz az N2O emisszió. A GWP-n keresztül a csökkenő N2O kibocsátás potenciálisan negatív visszacsatolást jelent a klímaváltozásra nézve. Másrészről a növényzet nettó CO2 forrássá válhat az extrém száraz években (mint pl. 2003. és 2007.), és ez pozitív visszacsatolást jelent a klímaváltozásra nézve. E két ellentétes hatás arányát pontosan nem ismerjük (a pozitív, vagy a negatív dominál, lehet, hogy a két hatás kiegyenlíti egymást). A hatások mértéke nem elhanyagolandó, ha figyelembe vesszük a fűvel borított területek nagyságát, illetve azt, hogy a szárazodással a füves területek aránya nőni fog. Mivel az Alföldön a csapadék, és ezáltal a felszíni/felszín alatti elfolyás kicsi, a mérlegben veszteségként a légkörbe való kibocsátás a fontosabb tényező. Ez különösen igaz azokon a területeken, ahol a tűz, mint ökoszisztéma működést zavaró tényező előfordul. A magyarországi éghajlat szárazodásával, illetve rendszertelenebb csapadékellátottságával arányosan gyakrabban előfordulhatnak majd természetes tüzek a száraz homoki legelőkön (Kiskunság, Hortobágy). A tűz általi Nr veszteség hozzávetőlegesen megegyezik, vagy akár meg is haladhatja a légköri ülepedésből származó nitrogén mennyiségét, amire Blair et al. (1998) is rámutattak egy nem legeltetett kansasi területen. A légkör–felszín közötti N-kicserélődés mérleg becslésében szerepel a szerves nitrogén csapadékkal való kimosódása, illetve a biológiai N-megkötés. A mérlegben nem szerepel a legeléssel távozó nitrogén, illetve a természetes trágyával bejutó nitrogén. A fenti szempontok fegyelembe vétele után arra a következtetésre jutottunk, hogy a táj N-körforgalma közel egyensúlyban van, de inkább N-nyelőnek tekinthető. Az intenzíven kezelt területekhez képest lassabb az N-kicserélődés üteme. A jelenlegi gazdálkodási forma mellett mesterséges N-tápanyag pótlásra nincs szükség. A NitroEurope projekt más területeinek eredménye alapján megállapítható, hogy (egy finn fenyves területtel együtt) Bugac – közel természetes terület révén – tekinthető egy kontinentális háttérszennyezettségű tájnak, hiszen intenzív gazdálkodás nem történik, és a szennyező forrásoktól, kibocsátásoktól távol esik. 99

7.2

Ökológiai modellszimuláció eredményei alapján (elsősorban a kibocsátásból) levonható nitrogénkicserélődés becslés és javaslattétel nagyobb térbeli skálára

Magyarországon egy eddig még nem alkalmazott ökológiai modell sikeres validálása és alkalmazása után N-nyomgáz fluxus becslést tudtam végezni füves területre. A DNDC modell segítségével a kibocsátási szcenáriók alapján jó becslést tudunk adni a magyarországi füves területek N-háztartásáról és annak változásáról. A DNDC ökológiai modell alkalmazásával becslést tudunk adni olyan területekre is, ahol nincs, vagy hiányos a mérési adatbázis, illetve olyan paramétereket, talajfolyamatokat is tudunk szimulálni, melyek mérése terepi és/vagy laboratóriumi körülmények között nehézkes és/vagy drága. A DNDC modell tájléptékű alkalmazásával, véleményem szerint a különböző nyomgázok talajfluxusairól, a talajban lejátszódó folyamatokról jól definiált területekre adatokat tudunk szolgáltatni. A GIS adatok alkalmazásával elsőként tudtunk üvegház- és egyéb nyomgáz fluxus becslést adni Magyarország teljes területére (Horváth, 2008; Grosz, 2010). Mint minden ökológiai modell a DNDC is a természetben lejátszódó folyamatokat próbálja leírni bizonyos egyszerűsítések mellett. Minél nagyobb területre kívánjuk kiterjeszteni a vizsgálatainkat, annál kisebb, vagy pontatlanabb adatállomány áll rendelkezésünkre (pl.: a talajparaméterek inhomogenitását nehéz vizsgálni/leírni nagyobb területre, így kénytelenek vagyunk bizonyos fokú elhanyagolásokkal, osztályokba sorolásokkal élni). A DNDC-vel kapott eredményekkel esetleg finomítani lehetne az IPCC durva becslésen alapuló N2O (+ CO2 és CH4) emisszió adatokat. Az IPCC módszer egy szigorúan empirikus modell; előnye, hogy néhány könnyen megadható/számszerűsíthető faktorral dolgozik, ugyanakkor az N2O becslésénél a részletes nitrogénciklust elhanyagolja, csak a nitrogén bevitellel, az NH3 párolgási veszteséggel és az aratással elvitt/otthagyott növényi részekkel számol. A DNDC modell a 39. ábrán látható összes folyamatot szimulálja, igaz jóval több részletre (bemenő adatra) van szüksége. A DNDCben reprezentálva vannak a fizikai-kémiai és mérési alapösszefüggések és függvények, így a modellt számos tényező hajtja (hőmérséklet, pH, redoxpotenciál, és más környezeti faktorok), melyek az IPCC metodikából hiányoznak. Az IPCC metodikához szükség van országos szintű statisztikai adatokra, úgymint műtrágya felhasználás, haszonállatok száma, viszont nem 100

kéri a talaj- és meteorológiai adatokat, a művelt terület nagyságát és a mezőgazdálkodási gyakorlat (talajművelés, öntözés stb.) részleteit. Ennek eredményeként az IPCC módszer nem tudja figyelembe venni a regionális különbségeket úgy, mint a DNDC modell.

NH3, NO, N2O, N2 Ülepedés Trágyázás

Párolgás Nitrifikáció Denitrifikáció

Betakarítás

Növények NO3 Talaj szervesanyaga

Erózió

-

NH4+

Mikroorganizmusok

Kimosódás

39. ábra: sematikus N-ciklus (Li et al., 2001 nyomán) Országon belül fontos különbségek lehetnek a klíma a talaj és a mezőgazdálkodási gyakorlat kölcsönhatásaként, mely természetesen nagy és szabálytalan N2O kibocsátási mintázatokhoz vezet országos szinten. A DNDC modellnél a fő kihívást az jelenti, hogy megfelelő országos adatbázist kell összeállítani a futtatáshoz. Ezt a feladatot korábban elvégeztük (Horváth, 2008; Grosz, 2010), így a DNDC országos futtatása is már megvalósult a közreműködésemmel, mely segítséget nyújthat a CO2, az N2O és a CH4 magyarországi kibocsátásainak becslése terén. Munkánk alapot, támpontot adhat más területeken (természetvédelemben, agráriumban, vízgazdálkodásban) dolgozó kutatóknak, szakembereknek is.

101

7.3

Becslés és javaslattétel, hogy a művelési stratégia módosítása hogyan hat a talaj-növényzet nitrogénháztartására

Bár a bioszféra–légkör közti nitrogénkicserélődést, mivel nagyrészt természetes folyamatokról van szó, az emberi tevékenység csak korlátozottan tudja befolyásolni, mégis vannak olyan módszerek, melyekkel ez elérhető. A művelési stratégia ugyanis bizonyos mértékben hat a kibocsátás mértékére. Ezek közül legfontosabbak az öntözés, a szerves- és műtrágyázás és a legeltetés (ez az NH3 kibocsátását jelentősen befolyásolja), valamint a művelési ágak megválasztása. A talajszerkezet szerepe és tápanyaggazdálkodásának megváltozása: ősszel a tápanyagok jelentős része (az éves N-szükséglet akár 50%-a) a rizómákba/tarackba visszamentésre kerülhet, ebből fakadóan a füvek N- és P szegény száraz szénája lassan bomlik, vagyis viszonylag kicsi a nem legeltetett füvek N-vesztesége. Legeltetés/túllegeltetés hatására a nitrogén az állati ürülékben és vizeletben könnyen mobilizálható formában kerül vissza a talajba, illetve lesz jelen, így hamarabb és gyorsabban fogja a biokémiai folyamatokon keresztül a N-ciklus más szintjét elérni. Az állati taposás miatt tömörödött felső talaj levegőtlenebbé válik, hiszen veszít a porozitásából, így a denitrifikálók aktivitása nőhet, mely megnövekedett N-veszteséghez vezethet. Ezért nagyon fontos a megfelelő legelési nyomás (legelő állat/ha) megválasztása. Túllegeltetésnél a tüskés-tövises fajok eluralkodhatnak (a nem tövisesek kompetíciós hátrányba kerülhetnek), illetve a gyep cserjéssé válhat, ahol a cserjék ásványi tápanyag „szigeteket” képezhetnek. A talajban akkumulálódott Nr a produktivitás növekedéséhez, illetve biodiverzitás csökkenéséhez vezethet. A műtrágyázással és/vagy legeltetéssel is nő a Nr mennyisége, amely kikerül a légkörbe, pl. NH3 formájában, vagy N2O formájában, így a valamilyen kezelés alatt álló területeken a nitrogén tartózkodási ideje potenciálisan kevesebb, mint kezelés alatt nem álló gyepterületeken. Földhasználat váltás hatása: a félszáraz füves területeken (évi csapadék ~500 mm) a növényi produkció általában alacsony, a szervetlen nitrogén felhalmozódhat a talajban a (hosszú) száraz időszakok alatt. A szokásos, vagy rövid nedves, esős időszak alatt a mikrobiális aktivitás megnő, és jelentős Nkibocsátáshoz vezethet. Feltételezhető, hogy a jövőbeli földhasználat-váltás folyományaként: a) öntözés és műtrágyázás révén növekedne a N-kibocsátás, 102

degradáció (túllegeltetés vagy szikesedés, kémiai-fizikai romlás) következtében csökkenhet az N-kibocsátás. A homoki gyepek vegyszerezése, műtrágyázása csak időlegesen vezet hozamnövekedéshez, az eredeti vegetációt azonban visszavonhatatlanul tönkreteszi. A homokterületeken további gyepállományokat feltörni nem szabad, a természetközeli állapotú állományok mindenütt védendők. A szelektív legelés hatása: Kaszálni a nyílt homokpuszta gyepeket nem érdemes. A legelő állatfaj megválasztása fontos, hiszen minden faj egyes növényfajokat előnyben, másokat hátrányban részesít. A ló az egyik legválogatósabb legelő háziállat, területválasztásuk (viselkedésük) alapján egyes helyeket túl- más helyeket nem legelnek. Nagy mozgásigényük miatt a területet fokozott taposás érné, mely gyomosodáshoz vezetne. A birka tövig legeli a gyepet, válogat, de elfogyaszt sok olyan (védett) növényfajt, amit más legelő állatok nem. A kiskunsági tájon nem preferálja a pusztai kutyatejet (Euphorbia sequeriana) és a homoki árvalányhajat (Stipa borysthenica) (a szürkemarha ezeket legeli). A birkák miatt a homoki gyepek összetételében e két faj elterjedése (abundanciája) jelentősen megnőne. A szürkemarha kevésbé válogat, a rostosabb gyepben is jól legel, a becserjésedett gyepet „jól meg tudja nyitni”, ezért pl.: az inváziós gyalogakác ellen eredményesen használható. A szarvasmarhával való legeltetéskor alacsony állatlétszámmal, foltszerűen végzett legeltetést kell alkalmazni. Az optimális állatlétszámmal (0,6–0,8 marha ha–1) végzett legeltetés biztosítja a folyamatos, kismértékű zavarást, amely szükséges a fátlan állapot és a fajdiverzitás fenntartásához. b)

103

104

8. ÖSSZEFOGLALÁS A dolgozat egy félszáraz, féltermészetes fűves terület 5 éves nitrogén fluxus- és mérleg méréseit foglalja össze, melyek részét képezik az EU NitroEurope IP Level 3-as szintű mérési hálózatának. A mérési terület az európai projekten belül, ahol az összes európai mérőterület azonos, nagy idő és térbeli felbontású mérő-protokollokat használ, a kontinentális klímazóna és a füves ökoszisztéma típusait fedi le. E nemzetközi projekt tárgya a nitrogénmérleg különböző komponenseinek és a nettó gázkibocsátásnak részletes felmérése, mely használható alapot ad az ökológiai modellek fejlesztésének és tesztelésének. Megmértem és számszerűsítettem a területre csapadékkal és száraz ülepedéssel bekerűlő nitrogén mennyiségét; a nitrogén átalakulását a talajban, növényzetben, illetve gázformában (NH3, NO, N2O, N2), valamint a kimosódás és a lelegelés útján távozó N mértékét. A nitogénformák száraz ülepedését inferential módszerrel határoztam meg az NO2, HNO3 gőz, és az NH4+, NO3− részecskék 24 órás koncentrációmérése alapján. Az NH3 kétirányú fluxusát a légkör és a növényzet között (talajkibocsátást kihagyva) szintén inferential módszerrel becsültem meg olyan irodalmi ülepedési sebességek figyelembe vételével, melyeket Bugachoz hasonló felszínek felett mértek. Az ammóniumés nitrátionok nedves ülepedését a napi csapadékmintákban mért koncentrációk alapján számoltam, melyet ion-kromatográfiás és spektrofotometriás (indofenol-kék) módszerekkel határoztunk meg. Az NO és az N2O talajfluxusát dinamikus és statikus talajkamrák alkalmazásával mértem. A talajtípus, a klíma és a földhasználat mind befolyásolja a nitrogénáramlást, kicserélődést és átalakulást a légkör és a felszín között. Fontos megérteni, hogy a biogeokémiai folyamatok hogyan befolyásolják a Nformák napi, évszakos és éves változékonyságát az ökológiai hajtóerőkön keresztül. Ennek érdekében meteorológiai adatokat és talajparamétereket gyűjtöttem és alkalmaztam azokat a Denitrifikációs-Dekompozíciós (DNDC) ökológiai modellezéshez. A szimuláció eredményeit összehasonlítottam és validáltam a mért értékekkel. Természetesen a modell érzékenységi vizsgálatát is elvégeztem. A nitrogén légköri ülepedésének mértéke meghatározza a kibocsátást is. A kisebb N ülepedési ráta csökkenti az N2O és NO emisszióját és az esetleges NO3- kimosódást. Az egyes N-formák hozzájárulása a kibocsátás mérlegéhez függ a talaj tulajdonságoktól, a klímától és az ökoszisztémától. Felhasználva a mérési és modellezési becsléseket, a számolt N-mérleg a légkör és a vizsgált félszáraz, féltermészetes védett füves terület között a 2006. és 2010. közötti időszakban -8,8 és -12,5 kg N ha−1 év−1 tartományba esik, mint a becsült 105

ülepedés (-11,2 – -15,0 kg N ha−1 év−1) és kibocsátás (1,4–2,9 N ha−1 év−1) eredője. Eredményeink, más tanulmányokhoz (Flechard et al., 2007; Skiba et al., 2009) hasonlóan azt mutatják, hogy az európai természetes füves területek a légköri nitrogén enyhe nettó nyelőjeként viselkednek, valamint a megfigyelt talajkibocsátás akár egy nagyságrenddel kisebb is lehet, mint a légköri ülepedés. A nedves ülepedés, és főleg a NH3 száraz ülepedése határozza meg a N-mérleget a vizsgált időszakban. A talaj N-kibocsátását erősen befolyásolja a talaj szerves széntartalma (SOC) és a talaj ásványi N-tartalma, valamint a talaj hőmérséklete és nedvessége. A vizsgálati területünkön a homokos talaj különösen száraz volt, a talajpórusok víztelítettsége (WFPS) átlagosn 40% körül mozgott. A száraz talajban a denitrifikáció folyamat korlátozva volt, mert a talajnedvesség-tartalma általában kisebb volt, mint a dinitrogén-oxid képződés és kibocsátás optimuma. A tanulmányozott években a szokatlan időjárás miatt két alkalommal (2007. szárazabb és 2010. csapadékosabb) az összes N-fluxus eltért az átlagostól. A DNDC modell képes szimulálni az N2O, NO, NH3 és N2 fluxusok évszakos eloszlását. Az N2O és az NO, napos szimulációja általában elérte a mért értékeket, mégis néhány esetben a fluxusok alá, vagy fölé lettek becsülve. A havi értékek összehasonlításának eredménye arra enged következtetni, hogy a megfigyelt ülepedési adatokkal együtt a modell használható a nettó N-mérleg becslésére. A DNDC ökológiai modell alkalmazásával becslést tudunk adni olyan területekre is, ahol nincs adatbázis, vagy hiányos mérési adatbázis található, illetve olyan paramétereket talajfolyamatokat is tudunk szimulálni, melyek mérése terepi és/vagy laboratóriumi körülmények között nehézkes és/vagy drága. Ez továbi lehetőséget nyújt a DNDC regionális skálán való használatára, hogy a talajfluxusokat nagyobb térskálán, különböző ökoszisztémákban, vagy klíma szcenáriókat figyelembe véve becsülhessük meg, országos léptékben.

106

9. SUMMARY

This work is a synthesis of 5-year measurements of the nitrogen fluxes and budgets at a semiarid seminatural grassland site (Bugac), which is part of the NitroEurope Level 3 flux measurement sites. This measurement site represents the dominant climate zones (continental) and ecosystems (grassland,) of European integrative project where all sites used the same common protocols at appropriate high temporal and spatial frequency. The objective of the international project was to provide a detailed assessment of the different components of the N budget and net trace gas emissions, which is also suitable as a basis for developing and testing process-based models. We measured and estimated N inputs by precipitation, dry gas and aerosol deposition; N transformations in soils, litter and vegetation; and N outputs as gases (NH3, NO, N2O, N2), leaching of NO3- and amount of grazed N. Dry deposition of N compounds has been determined by the inferential method, based on continuous monitoring of NO2 gas and daily 24-hour concentration measurements of NO2, HNO3 vapour, and NH4+ and NO3− particles. The bi-directional flux of NH3 within the atmosphere and the canopy (excluding soil emission) has also been estimated by the inferential method using dry deposition velocities from the literature, measured above surfaces with the same characteristics as Bugac station. Wet deposition of ammonium and nitrate ions was calculated on the basis of daily precipitation sampling and concentrations determined by ion chromatography and spectrophotometry (indophenol-blue method), respectively. Soil emissions of NO and N2O have been determined by dynamic and static soil chamber methods, respectively. Soil type, climate and landuse influenced the flow, exchange and transformations of N between atmosphere and surface. It is importanat to understand how the the geo-bio-chemical processes affects on the diurnal, seasonal and inter-annual variations of N components due to the ecologycal driver. For this reason, climatic data and soil parameters was set and used for the DeNitrification-DeCompositin (DNDC) ecological modell. The results of the simulation was compared and validated against the measured value. Naturally, the sensitivity analyses of the modell were also discussed. Rate of atmospheric N deposition determines the rate of N losses. Low N deposition rates decreases N loss as N2O and NO emissions and NO3leaching. The share of N species in the loss depends on soil properties, climate and ecosystem type. Using the measurements and model simulation the calculated N budget between the atmosphere and the surface at the examined semi-arid, semi107

natural protected grassland between 2006 and 2010 ranged between -8.8 and 12.5 kg N ha−1 year−1 as the sum of the estimated deposition and emission terms (-11.2 – -15 and 1,4–2,9 kg N ha−1 year−1, respectively). These results, together with other studies of grasslands (Flechard et al., 2007; Skiba et al., 2009), show that European temperate grasslands act as a weak net sink for atmospheric N, and that observed soil emissions are lower by one order of magnitude than atmospheric deposition. Wet and dry (mainly NH3) depositions dominates in the N balance during the observed period. Soil trace gas emissions are strongly controlled by soil organic carbon (SOC) and soil mineral N content, and by soil temperature and moisture. The sandy soil at our site was extremely dry, with an average water-filled pore space of about 40% during the examined period. In the dry soil, the denitrification process was limited because soil wetness was usually lower than optimum for nitrous oxide production and following emission. Due to the irregular weather during the study period (2007 was less precipitated and 2010 was more precipitated), all N fluxes were different to those usually found. The DNDC model can simulate the seasonal patterns of N2O, NO, NH3 and N2 soil fluxes. The daily flux simulations usually matched the measured data for N2O and NO, though in some cases the mean fluxes were over or under-estimated. The results of the comparison of the monthly values suggest that the model, together with the observed deposition data, is applicable to the grasslands to estimate the net N balance. Using the DNDC model we are able to give N gas flux prediction for those lands where measurements are missing and we are able to simulate fluxes of parameters and soil processes where field or laboratory measurements are difficult or expensive. This provides some support for future use of the DNDC model in regional mode for scaling up the soil fluxes for different ecotypes or give climate scenario estimation up to country scale.

108

10. IRODALOMJEGYZÉK Ammann, C., Spirig, C., Leifeld, J. and Neftel, A., 2009: Assessment of the nitrogen and carbon budget of two managed temperate grassland fields. Agriculture, Ecosystems and Environment 133, 150–162. Baldocchi, D. 2005: The carbon cycle under stress. Nature, 437, 483–484. Balogh, J., Fóti, Sz., Juhász, A., Czóbel, Sz., Nagy, Z. and Tuba, Z., 2005: Seasonal CO2-exchange variations of a temperate semi-desert grassland in Hungary. Photosynthetica 43, 107–110. Barcza, Z., Haszpra, L., Somogyi, Z., Hidy, D., Lovas, K., Churkina, G. and Horváth, L., 2009: Estimation of the biospheric carbon dioxide balance of Hungary using the BIOME-BGC model. Időjárás – Quarterly Journal of the Hungarian Meteorological Service 113, 203–219. Bedard-Haughn, A., Matson, A.L and Pennock, D.J., 2006: Land use effects on gross nitrogen mineralization, nitrification, and N2O emissions in ephemeral wetlands. Soil Biol. Biochem. 38 (12), 3398–3406. Beheydt, D., Boeckx, P., Sleutel, S., Li C. and Van Cleemput, O., 2007: Validation of DNDC for 22 long-term N2O field emission measurements Atmospheric Environment 41, 6196–6211. Blair, J.M., Seastedt, T.R., Rice, Ch. W. and Ramundo, R.A, 1998: Terrestrial nutrient cycling in tallgrass prairie. pp. 222–243. In: Grassland Dynamics Long-Term Ecological Research in Tallgrass Prairie. (eds.) Knapp, A.K., Briggs, J.M., Hartnett, D.C., Collins, S.L., New York: Oxford University Press, http://www.oup.com/us/catalog/general/subject/LifeSciences/Ecology/~~/d mlldz11c2EmY2k9OTc4MDE5NTExNDg2Nw==?view=usa&sf=toc&ci= 9780195114867. Bobbink, R., Bik, L., and Willems, J. H., 1988: Effects of nitrogen fertilization on vegetation structure and dominance of Brachypodium pinnatum (L.) Beauv. In chalk grassland. Acta Botanica Neerlandica 37, 231–242. Boeckx, P., and van Cleemput, O., 2001. Estimates of N2O and CH4 fluxes from agricultural land in various regions of Europe. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 60, 35–47. Borhidi A., és Sánta, F. (eds.), 1999: Vörös Könyv Magyarország növénytársulásairól. Budapest: Természetbúvár Alapítvány Kiadó, 307 p. Borrell, P., Builtjes, J.H., Grennfelt, P., and Hov, Ø. (Eds.), 1997: Transport and chemical transformation of pollutants in the troposphere. PhotoOxidants, Acidification and Tools: Policy Applications of Eurotrac Results, vol. 10. Springer, pp. 116.

109

Bouwamn, A.F., Taylor, J.A. and Kroeze, C., 2000: Testing hypothesis on global emission of nitrous oxide using atmospheric models. Chemosphere 2, 475–492. Bouwman, A.F., Boumans, L.J.M., and Batjes, N.H., 2002: Modeling global annual N2O and NO emissions from fertilized fields. Global Biogeochem. Cycles 16(4), doi:10.1029/2001GB001812. Bozó, L., Mészáros, E. és Molnár, Á. 2006: Levegőkörnyezet, Akadémia Kiadó, Budapest. Brown, L., Syed, B., Jarvis, S.C., Sneath, R.W., Phillips, V.R., Goulding, K.W.T. and Li, C. 2002: Development and application of a mechanistic model to estimate emission of nitrous oxide from UK agriculture. Atmospheric Environment. 36, 917-928. Businger, J.A., Wingaard, J.C., Izumi, Y. and Bradley, E.F., 1971: Flux profile relationships in the atmospheric surface layer, J. Atmos. Sci. 28, 181–189. Butterbach-Bahl, K., Stange, F., Papen, H. and Li, C., 2001: Regional inventory of nitric oxide and nitrous oxide emissions for forest soils of southeast Germany using the biogeochemical model PnET-N-DNDC. Journal of Geophysical Research. 106, 34155-34166. Butterbach-Bahl, K., Kesik, M., Miehle, P., Papen, H. and Li, C. 2004: Quantifying the regional source strength of N-trace gases across agricultural and forest ecosystems with process based models. Plant Soil. 260, 311–329. Butterbach-Bahl, K., Gundersen, P., Ambus, P., Augustin, J., Beier, C., Boeckx, P., Dannenmann, M., Sanchez Gimeno, B., Ibrom, A., Kiese, R., Kitzler, B., Rees R.M., Smith, K.A., Stevens, C.,Vesala, T. and Zechmeister-Boltenstern, S., 2011: Nitrogen processes in terrestrial ecosystems, Chapter 6, pp. 99–125. In: The European Nitrogen Assessment, (eds. Sutton, M.A., Howard, C.M., Erisman, J.W., Billen, G., Bleeker, A., Grennfelt, P., van Grinsven, H. and Grizzetti B.), Cambridge University Press. New York 2011, ISBN 978-1-107-00612-6. Cai, Z., Sawamoto, T., Li, C., Kang, G., Boonjawat, J., Mosier, A.R., Wassmann, R. and Tsuruta, H. 2003: Field validation of the DNDC model for greenhouse gas emissions in East Asian cropping systems. Global Biogeochem. Cycles. 17(4), 1107. Cape, J.N., Anderson, M., Rowland, A.P. and Wilson, D., 2004: Organic nitrogen in precipitation across the United Kingdom. Water Air Soil Pollut. 4, 25–35. Chapin, F. S. III, Zavaleta, E. S., Eviner, V. T., Naylor, R. L., Vitousek, P. M., Reynolds, H. L., Hooper, D. U., Lavorel, S., Sala, O. E., Hobbie, S. E., 110

Mack, M. C. and Díaz, S. 2000: Consequences of changing biodiversity. Nature 405, 234–242. Cheng-I Hsieh, Leahy, P., Kiely, G. and Li, C., 2005: The effect of future climate perturbations on N2O emissions from a fertilized humid grassland. Nutrient Cycling in Agroecosystems 73, 15-23 DOI 10.1007/s10705-0057129-4. Clayton, H., Arah, J.M.R. and Smith, K.A, 1994: Measurement of nitrous emission from fertilized grassland using closed chamber. Journal of Geophysical Research, 99, 16599–16607. Clayton, H., McTaggart, I. P., Parker, J., Swan, L. and Smith, K. A., 1997: Nitrous oxide emissions from fertilised grassland: A 2-year study of the effects of N fertiliser form and environmental conditions. Biol Fertil Soils 25, 252–260. Colbourn, P., 1992: Denitrification and N2O production in pasture soil: the infuence of nitrogen supply and moisture. Agriculture, Ecosystems and Environment 39, 267–278. Conrad, R., 1996: Soil microorganisms as controllers of atmospheric trace gases (H2, CO, CH4, OCS, N2O, and NO). Microbiological Reviews, 60, 609–640. Czóbel, Sz. 2007: Hazai gyepállományok szünfiziológiai és szünbotanikai állapota, különös tekintettel a földhasználati módok hatásaira. Doktori disszertáció, SZIE, Növénytani és Ökofiziológiai Intézet. Davidson, E.A., 1991: Fluxes of Nitrous Oxide and Nitric Oxide from Terrestrial Ecosystems. In: Microbial Production and Consumption of Greenhouse Gases: Methane, Nitrogen Oxides and Halomethanes (Eds: J.E. Rogers and W.B. Whitman), pp. 219-236. American Society of Microbiology, Washington DC. Davidson, E.A. and Kingerlee, W., 1997: A global inventory of nitric oxide emissions from soils, Nutrient Cycling in Agroecosys-tems, 48, 37–50. Del Grosso, S.J., Parton,W.J., Mosier A.R., Hartman, M.D., Keough, C.A., Peterson, G.A., Ojima, D.S. and Schimel, D.S. 2001: Simulated effects of land use, soil texture and precipitation on N gas emissions using DAYCENT. Pp. 413–432 In: Nitrogen in the Environment: Sources, Problems and Management. (eds.) Follett, R.F., Hatfield, J.L., Amsterdam (Netherlands), Elsevier Science. Dong, Y., Zhang, S., Qi, Y. and Geng, Y., 2000: Fluxes of CO2, N2O and CH4 from a typical temperate grassland in Inner Mongolia and its daily variation. Chines Science Bulletin 45, 1590–1594. Doskey, P. V., Rao Kotamarthi, V., Fukui, Y., Cook, D. R., Breitbeil, F. W. and Wesely, M. L. 2004: Airsurface exchange of peroxyacetyl nitrate at a grassland site, J. Geophys. Res., 109, D10310, doi:10.1029/2004JD004533. 111

Dyer, A.J., 1974: A review of flux-profile relationships, Boundary-Layer Meteorol., 7, 363–372. EMEP, 1996: EMEP Manual for sampling and chemical analysis. EMEP/CCC-Report 1/95, NILU, Kjeller, Norway. Epstein, H.E., Burke, I.C. and Mosier, A.R., 2001: Plant effects on nitrogen retention in shortgrass steppe 2 years after 15N addition. Oecologia 128, 422–430. Erisman, J.W., van Grinsven, H., Grizzetti, B., Bouraoui, F., Powlson, D., Sutton, M.A., Bleeker, A. and Reis, S., 2011: The European nitrogen problem in a global perspective, Chapter 2, pp. 9–31 In: The European Nitrogen Assessment, (eds.) Sutton, M.A., Howard, C.M., Erisman, J.W., Billen, G., Bleeker, A., Grennfelt, P., van Grinsven, H. and Grizzetti B., Published by Cambridge University Press. New York 2011,. ISBN 978-1107-00612-6. Farquhar, GD, Firt PM, Wetselaar R, and Weir, B. 1980: On the gaseous exchange of ammonia between leaves and the environment: determination of the ammonia compensation point. Plant Physiology 66, 710–714. Fekete, G., Tuba, Z. és Melkó, E., 1988: Background processes at the population level during succession in grasslands on sand. Vegetatio, 77, 33–41. Fekete, G., Molnár, Z. és Horváth, F., 1997: A magyarországi élőhelyek leírása, határozója és a Nemzeti Élőhely-osztályozási Rendszer – Nemzeti Biodiverzitás Monitorozó Rendszer I. MTA ÖBKI, Vácrátót – MTM, Budapest. Fekete, G., Tuba, Z. and Précsényi, I., 1995: Application of three approaches to evaluate abundance and rarity in a sand grassland community. Coenoses, 10: 29–38. Firestone, M.K. and Davidson, E.A., 1989: Microbiological basis of NO and N2O production and consumption in soil. pp. 7–21. In: Exchange of Trace Gases Between Terrestrial Ecosystems and the Atmosphere. (Eds.) Andreae, M.O., Schimel, D.S., John Wiley and Sons Ltd., Chichester, UK, Flanagan, L. B., Wever, L. A. and Carison, P. J., 2002: Seasonal and interannual variation in carbon dioxide exchange and carbon balance in a northern temperate grassland. Global Change Biology, 7, 599–615. Flechard, C. R., Ambus, P., Skiba, U., Rees, R.M., Hensen, A., van Amstel, A., van den Pol-van Dasselaar, A., Soussana, J.-F., Jones, M., CliftonBrown, J., Raschi, A., Horvath, L., Neftel, A., Jocher, M., Ammann, C., Leidfield, J., Fuhrer, J., Calanca, P.L., Thalman, E., Pilegaard, K., Di Marco, C., Campbell, C., Nemitz, E., Hargreaves, K.J., Levy, P., Ball, B.C., Jones, S., van de Bulk, W.C.M., Groot, T., Blom, M., Domingues, R., Kasper, G., Allard, V., Ceshia, E., Cellier, P., Laville, P., Henault, C., 112

Bizouard, F., Abdalla, M., Williams, M., Baronti, S., Berretti, F. and Grosz, B., 2007: Effects of climate and management intensity on nitrous oxide emissions in grassland systems across Europe, Agriculture, Ecosystems and Environment 121, 135–152. Flechard, C. R., Nemitz, E., Smith, R. I., Fowle,r D., Vermeulen, A. T., Bleeker, A., Erisman, J. W., Simpson, D., Zhang, L., Tang, Y. S. and Sutton M. A., 2010: Dry deposition of reactive nitrogen to European ecosystems: a comparison of inferential models across the NitroEurope network. Atmos. Chem. Phys. Discuss., 10, 29291–29348. Fowler, D., Skiba, U. and Hargreaves, K. J., 1997: Emissions of nitrous oxide from grasslands. pp. 147–164 In: Gaseous Nitrogen Emissions from Grasslands. (eds.) Jarvis, S.C., Pain, B.F., North Wyke (United Kingdom): Institute of Grassland and Environmental Research. Fowler, D., Sutton, M.A., Smith, R.I., Pitcairn, C.E.R., Coyle, M., Campbell, G. and Stedman J., 1998: Regional mass budgets of oxidized and reduced nitrogen and their relative contribution to the nitrogen inputs of sensitive ecosystems. Environmental Pollution, 102, 337–342. Frank, A. B. and Dugas, W. A. 2001: Carbon dioxide fluxes over a northern, semiarid, mixed-grass prairie. Agr. Forest Meteorol., 108, 317–326. Gallagher, M.W., Nemitz, E., Dorsey, J.R., Fowler, D., Sutton, M.A., Flynn, M. and Duyzer, J., 2002: Measurements and parameterizations of small aerosol deposition velocities to grassland, arable crops and forests: influence of surface roughness length on deposition. J. Geophys. Res. 107, AAC1-AAC8. Galloway, JN and Cowling, EB. 2002: Reactive nitrogen and the world: Two hundred years of change. Ambio 31, 64–71. Galloway, J. N., Aber, J. D., Erisman, J. W., Seitzinger, S. P., Howarth, R. W., Cowling, E. B., and Cosby, B. J. 2003: The nitrogen cascade. BioScience 53, 341–356. Galloway, J.N., Dentener, F.J.., Capone, D.G., Boyer, E.W., Howarth, R.W., Sietzinger, S.P., Asner, G.P., Cleveland, C.C., Green, P.A., Holland, E.A., Karl, D.M., Michaels, A.F., Porter, J.H., Townsend, A.R. and Vörösmarty, C.J., 2004: Nitrogen cycles: past, present, and future. Biogeochemistry 70, 153–226. Giltrap, D.L., Li, C. and Saggar, S., 2010: DNDC: A process-based model of greenhouse gas fluxes from agricultural soil, Agriculture, Ecosystems and Environment 136: 292–300. Gonzalez Benitez, J. M., Cape, J. N. and Heal, M. R. 2010: Gaseous and particulate water-soluble organic and inorganic nitrogen in rural air in southern Scotland. Atmos. Environ., 44, 1506–1514. 113

Grosz, B., 2010: Üvegházhatású gázok (CO2, N2O, CH4) talajfuxusainak meghatározása magyarországi mezőgazdasági és erdősült területeknél. Doktori disszertáció, ELTE, Kémiai Intézet. Heidmann, T., Christensen, B. T. and Olesen, S. E. 2002: Changes in soil C and N content in different cropping systems and soil types. 77–86 p., In: Greenhouse Gas Inventories for Agriculture in the Nordic Countries, (eds.) Petersen, S.O., Olesen J.E. Helsingör: DIAS. Hayatsu, M., Tago, K. and Saito, M. 2008: Various players in the nitrogen cycle: diversity and functions of the microorganisms involved in nitrifi cation and denitrifi cation. Soil Science and Plant Nutrition, 54, 33–45. Hesterberg, R., Blatter, A., Fahrni, M., Rosset, M., Neftel, A., Eugster, W. and Wanner, H., 1996: Deposition of nitrogen containing compounds to an extensively managed grassland in central Switzerland. Environmental Pollution 30, 1247–1254. Hidy, D., Machon, A., Haszpra, L., Nagy, Z., Pintér, K., Churkina, G., Grosz, B., Horváth L. and Barcza, Z., 2011: Modeling of biosphere-atmosphere exchange of greenhouse gases. Part III, Chapter 10 Grasslands. pp. 229– 252.: In: Atmospheric Greenhouse Gases: The Hungarian Perspective, (Ed. Haszpra, L.) Spinger, Dordrecht, Heilderberg, London, New York. ISBN: 978-90-481-9949-5, e-ISBN: 987-90-481-9950-1, DOI: 10.1007/978-90481-9950-1. Hirzel, G. 2008: The Role of Marine Nitrous Oxide for Past Abrupt Climate Changes. Letöltve:http://www.up.ethz.ch/education/term_paper/termpaper_hs07/Hirz el_rev_termpaper_hs07.pdf. Horváth, L., Bozó, L., Haszpra, L., Kopacz, J., Molnár, Á., Práger, T. and Weidinger, T., 1992: Gradient measurement of air-soil exchange of gases. pp. 637–648. In: Precipitation Scavenging and Atmosphere–Surface Exchange, vol. 2. (Eds. Schwartz, S.E. and Slinn, W.G.N.), Hemisphere Publishing Corporation, Washington, Philadelphia, London, Horváth, L., Pinto, J., and Weidinger, T., 2003: Estimate of the dry deposition of atmospheric nitrogen and sulfur species to Spruce forest. Időjárás, 105, 249–255. Horváth, L., Asztalos, M., Führer, E., Mészáros, R. and Weidinger, T., 2005: Measurement of ammonia exchange over grassland in the Hungarian Great Plain. Agricultural and Forest Meteorology, 130, 282–298. Horváth, L., Führer, E. and Lajtha, K., 2006: Nitric oxide and nitrous oxide emission from Hungarian forest soils; linked with atmospheric Ndeposition. Atmospheric Environment, 40, 7786–7795.

114

Horváth, L., Grosz, B., Machon, A., Balogh, J., Pintér, K. and Czóbel, Sz., 2008: Influence of soil type on N2O and CH4 soil fluxes in Hungarian grasslands. Community Ecology 9 (Suppl): 75–80. Horváth L., 2008: Üvegház hatású gázok (szén-dioxid, metán, dinitrogén-oxid) mérlegének becslése a légkör és mezőgazdasági területek között Magyarországon. Összefoglaló szakmai beszámoló, GVOP AKF 3.1.1.2004-05-0358 projekt. Horváth, L., Grosz, B., Machon, A., Tuba, Z., Nagy, Z., Czóbel, Sz., Balogh, J., Péli, E., Fóti, Sz., Weidinger, T., Pintér, K. and Führer, E. 2010: Estimation of nitrous oxide emission from Hungarian semi-arid sandy and loess grasslands; effect of grazing, irrigation and application of fertilizer. Agriculture, Ecosystems and Environment, 139, 255–263. Hsieh, C., Leahy, P., Kiely, G. and Li, C. 2005: The effect of future climate perturbations on N2O emissions from fertilized humid grassland. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 73, 15–23. Humbert, S., Tarnawski, S., and Fromin, N. 2010: Molecular detection of anammox bacteria in terrestrial ecosystems: distribution and diversity. ISME Journal, 4, 450–454. Hunt, J.E., Kelliher, F.M., Mcseveny, T.M. and Byers, J.M. 2002: Evaporation and carbon dioxide exchange between the atmosphere and a tussock grassland during a summer drought. Agr. Forest Meteorol., 111, 65–82. IPCC, Climate Change 2001: The Scientific Basis, Contribution of Working Group I to the Third Assessment Report of the Intergovernment Panel on Climate Change (IPCC), Houghton, J.T., Ding, Y., Griggs, D.J., Noguer, M., van der Lin-den, P.J. and Xiaosa, D. (eds.), chap. 4: Atmospheric Chemistry and Greenhouse Gases, pp. 239–287, Cambridge Uni-versity Press, Cambridge, New York. IPCC 2007: The physical science basis – Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the IPCC. New York, Cambridge University Press. Jagadeesh Babu, Y., Li, C., Frolking, S., Nayak, D.R., and Adhya, T. K. 2006: Field validation of DNDC model for methane and nitrous oxide emissions from rice-based production systems of India. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 74, 157–174. Kasibhatla, P.S., Levy II, H. and Moxim, W.J., 1993: Global NOX, HNO3, PAN, and NOY distributions from fossil fuel combustion emissions: A model study, Journal of Geophysical Research, 98(D4), 7165–7180. Kárpáti, L., 2001: A gyepek természetvédelmi jelentősége. In: Nagy, G., Pető K. és Vinczeffy, I. (szerk): Gyepgazdálkodásunk helyzete és kilátásai: 57– 60. Debreceni Egyetem Agrártudományi Centrum Agrárgazdasági és Vidékfejlesztési Intézet. Debrecen 115

Kirkman, G.A., Yang, W. X., and Meixner F.X., 2001: Biogenic nitric oxide emissions upscaling: An approach for Zimbabwe, Global Biogeochem. Cycles, 15, 1005–1020. Kirkman, G.A., Gut, A., Ammann, C., Gatti, L.V., Cordova, A.M., Moura, M.A.L, Andreae, M.O. and Meixner, F.X., 2002: Surface exchange of nitrogen dioxide, nitric oxide and ozone at a cattle pasture in Rondonia, Brazil, Journal of Geophysical Research, 107(D20), 8083, doi:10.1029/2001JD000523. Knops, J. M. H., Bradley, K. L. and Wedin, D. A. 2002: Mechanisms of plant species impacts on ecosystem nitrogen cycling. Ecology Letters 5, 454– 466. Kool, D.M.; Wrage, N.; Oenema, O.; Dolfing, J. and van Groenigen, J.W. 2007: Oxygen exchange between (de)nitrification intermediates and H2O and its implications for source determination of NO3- and N2O: a review, Rapid Commun. Mass Spectrom. 21, 3569–3578. Kool, D.M.; Müller, C.; Wrage, N.; Oenema, O. and van Groenigen, J.W., 2009a: Oxygen exchange between nitrogen oxides and H2O can occur during nitrifier pathways, Soil Biology and Biochemistry 41 (8), 1632– 1641. Kool, D.M., Wrage, N., Oenema, O., Harris, D. and van Groenigen, J.W., 2009b: The 18O signature of biogenic nitrous oxide is determined by O exchange with water, Rapid Commun. Mass Spectrom. 23, 104–108. Levy, P.E., Mobbs, D.C., Jones, S.K., Milne, R., Campbell C. and Sutton, M.A., 2007: Simulation of fluxes of greenhouse gases from European grasslands using the DNDC model, Agriculture, Ecosystems and Environment 121, 186–192. Li, C., Frolking, S. and Frolking, T.A. 1992a: A model of nitrous oxide evolution from soil driven by rainfall events: 1. Model structure and sensitivity. Journal of Geophysical Research. 97, 9759–9776. Li, C., Frolking, S. and Frolking, T.A. 1992b: A model of nitrous oxide evolution from soil driven by rainfall events: 2. Model applications. Journal of Geophysical Research. 97, 9777–9783. Li, C., Frolking, S. and Harriss, R. 1994: Modeling nitrous oxide emissions from agriculture: A Florida case study. Chemosphere. 28, 1401–1415. Li, C., Narayanan, V. and Harriss, R. 1996: Model estimates of nitrous oxide emissions from agricultural lands in the United States. Global Biogeochemical Cycles. 10, 297–306. Li, C., 2000: Modeling trace gas emissions from agricultural ecosystems. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 58, 259–276. Li, C., Zhuang, Y., Cao, M., Crill, P., Dai, Z., Frolking, S., Moore III, B., Salas, W., Song, W. and Wang, X. 2001: Comparing a process-based agro116

ecosystem model to the IPCC methodology for developing a national inventory of N2O emissions from arable lands in China. Nutrient Cycling in Agroecosystems 60, 159–175. Li, C., Cui, J., Sun, G. and Trettin, C. 2004: Modeling impacts of management on carbon sequestration and trace gas emissions in forested wetland ecosystems. Environmental Management. 33, 176–186. Ludvig, J., Meixner, F.X., Vogel, B. and Förstner, J., 2001: Soil-air exchange of nitric oxide: An overview of processes, environmental factors, and modeling studies, Biogeochemistry, 52, 225–257. Machon, A., Horváth, L., Grosz, B., Weidinger, T., Pintér, K., Nagy, Z. és Tuba, Z., 2008: Tájléptékű nitrogénmérleg meghatározása mérések és a DNDC modell alapján. In: A levegőkörnyezet állapota: ökológiai kölcsönhatások és egészségügyi kockázatok. (ed.): Sáhó Á. A 33. Meteorológiai Tudományos Napok 2007 kiadványa, 58–62. www.met.hu/pages/seminars/metnapok/33_MTN_2007.pdf Machon, A., Horváth, H., Weidinger, T., Grosz, B., Pintér, K., Tuba, Z. and Führer E, 2010: Estimation of net nitrogen flux between the atmosphere and a semi-natural grassland ecosystem in Hungary. European Journal of Soil Sciences, 61, 631–639. Marner, B.B. and Harrison, R.M., 2004: A spatially refined monitoring based study of atmospheric nitrogen deposition. Atmospheric Environment 38, 5045–5056. Martin, R.E., Scholes, M.C., Mosier, A.R., Ojima, D.S., Holland, E.A. and Parton, W.J., 1998: Controls on annual emissions of nitric oxide from soils of the Colorado shortgrass steppe, Global Biogeochemical Cycles, 12(1), 81–91. Meixner, F.X., 1994: Surface exchange of odd nitrogen oxides, Nova Acta Leopoldina NF 70, Nr. 288, 299–348. Meixner, F.X., Fickinger, Th., Marufu, L., Serca, D., Nathaus, F.J., Makina, E., Mukurumbira, L. and Andreae, M.O., 1997: Preliminary results on nitric oxide emission from a southern African savanna ecosystem. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 48, 123–138. Mészáros E., 1997: Levegőkémia, Veszprémi Egyetemi Kiadó. Mészáros E., 2002: A környezettudomány alapjai. Akadémiai Kiadó, Budapest. Mészáros, E., Barcza, T., Gelencsér, A., Hlavay, J., Kiss, Gy. and Krivácsy, Z. 1997: Size distributions of inorganic and organic species in the atmospheric aerosol in Hungary. Journal of Aerosol Science, 28, 1163–1175. Miehle, P., Livesley, S.J., Feikema, P.M., Li, C. and Arndt, S.K. 2006: Assessing productivity and carbon sequestration capacity of Eucalyptus

117

globulus plantations using the process model Fores-DNDC: Calibration and validation. Ecological Modelling. 192, 83–94. Mosier, A.R., Parton, W.J., Valentine, D.W., Ojima, D.S., Schimel, D.S. and Delgado, J.A., 1996: CH4 and N2O fluxes in the Colorado shortgrass steppe: 1. Impact of landscape and nitrogen addition, Global Biogeochemical Cycles, 10(3), 387–399. Müller, C., Martin, M., Stevens, R.J., Laughlin, R.J., K. Ammann, C., Ottow, J.C.G. and Jager H.J., 2002: Processes leading to N2O emissions in grassland soil during freezing and thawing, Soil Biology and Biochemistry 34, 1325–1331. Nagy, Z., Pintér, K., Czóbel, Sz., Balogh, J., Horváth, L., Fóti, Sz., Barcza, Z., Weidinger, T., Csintalan, Zs., Dinh, N.Q., Grosz, B. and Tuba, Z., 2007: The carbon budget of semi-arid grassland in a wet and a dry year in Hungary. Agriculture, Ecosystems and Environment 121, 21–29. Márialigeti, K. és Nagymarossy, A., 1998: Biogeokémiai ciklusok. In Humánökológia (ed. Nánási I.), Medicina Kiadó, Budapest Neftel, A., Blatter, A., Schmid, M., Lehmann, B. and Tarakanov, S.V., 2000: An experimental determination of the scale length of N2O in the soil of a grassland, Journal of Geophysical Research, 105 (D10), 12,095–12,103. Nemitz, E., Milford, C. and Sutton, M.A., 2001: A two-layer canopy compensation point model for describing bi-directional biosphere/ atmosphere exchange of ammonia. Q. J. R. Meteorol. Soc. 127, 815–833. Neufeldt, H., Schafer, M., Angenendt, E., Li, C., Kaltschmitt, M. and Zeddies, J. 2006: Disaggregated greenhouse gas emission inventories from agriculture via a coupled economic-ecosystem model. Agriculture, Ecosystems and Environment. 112, 233–240. Papen, H. and Butterbach-Bahl, K., 1999: Three years continuous record of Ntrace gas fluxes from untreated and limed soil of a N-saturated spruce and beech forest ecosystem in Germany: I. N2O-emissions. J. Geophys. Res. 104, 18487–18503 Pathak, H., Li, C. and Wassmann, R. 2005: Greenhouse gas emissions from India rice fields: calibration and upscaling using the DNDC model. Biogeosciences. 1, 1–11. Pathak, H., Li, C., Wassmann, R. and Ladha, J. K. 2006: Simulation of Nitrogen Balance in Rice-Wheat Systems of the Indo-Gangetic Plains. Soil Sci. Soc. Am. J. 70, 1612–1622. Pereira, A. P., Graca, M. A. S. and Molles, M. 1998: Leaf litter decomposition in relation to litter pshysico-chemical properties, fungal biomass, arthropod colonization, and geographical origin of plant species. Pedobiologia 42, 316–327. 118

Pintér, K., Barcza, Z., Balogh, J., Czóbel, Sz., Csintalan, Zs., Tuba, Z. and Nagy, Z., 2008: Interannual variability of grasslands’ carbon balance dependson soil type. Community Ecology 9 (Suppl), 43–48. Pogány, A., Mohácsi, Á., Varga, A., Bozóki, Z., Galbács, Z., Horváth, L. and Szabó, G., 2009: A Compact Ammonia Detector with Sub-ppb Accuracy Using Near-Infrared Photoacoustic Spectroscopy and Preconcentration Sampling, Environ. Sci. Technol., 43, 826–830. Priestley, C.H.B. and R.J. Taylor, 1972: On the Assessment of Surface Heat Flux and Evaporation Using Large Scale Parameters. Mon. Weath. Rev. 100, 81–92. Priemé, A. and Christensen, S., 2001: Natural perturbation, drying-wetting and freezing-thawing cycles and the emission of the nitrous oxide, carbon dioxide and methane from farmed organic soil. Siol Biology and Biochemistry 33, 2083–2091. Prinn, R.G., Weiss, R.F., Fraser, P.J., Simmonds, P.G., Cunnold, D.M., Alyea, F.N., O’Doherty, S., Salameh, P., Miller, B.R., Huang, J., Wang, R.H.J., Hartley, D.E., Harth, C., Steele, L.P., Sturrock, G., Midgley, P.M. and McCulloch, A., 2000: A history of chemically and radiatively important gases in air deduced from ALE/GAGE/AGAGE. J. Geophys. Res. 105(D14): 17751–17792. Ridolfi, L., d'Odorico, P., Porporato, A. and Rodriguez-Iturbe, I., 2003: The influence of stochastic soilmoisture dynamics on ga-seous emissions of NO, N2O, and N2. Hydrological Sciences –Journal des Sciences Hydrologiques, 48(5), 781–798. Rudolph, J. and Conrad, R., 1996: Flux between soil and atmosphere, vertical concentration profiles in soil, and turnover of nitric oxide: 2. Experiments with naturally layered soil cores. Journal of Atmospheric Chemistry, 23, 275–300. Saggar S., Giltrap D.L., Li C. and Tate K.R., 2007: Modelling nitrous oxide emissions from grazed grasslands in New Zealand. Agriculture, Ecosystems and Environment 119, 205–216. Seinfeld, J.H. and Pandis, S.N., 1998: Atmospheric chemistry and physics: From air pollution to climatic change. John Wiley and sons Inc., New York, Chichester, Weinheim, Brisbane, Singapore, Toronto. Schlesinger, W. H. 1997: Biogeochemistry: An analysis of global change. (2.ed.) Academic Press, San Diego. Scholes, M.C., Martin, R., Scholes, R.J., Parsons, D. and Winstead, E., 1997: NO and N2O emissions from savanna soils following the first simulated rains of the season, Nutrient Cycling in Agroecosystems, 48, 115–122.

119

Skiba, U., Smith, K.A., and Fowler, D., 1993: Nitrification and denitrification as sources of nitric oxide and nitrous oxide in a sandy loam soil. Soil Biol. Biochem. 25, 1527–1536. Skiba, U., Drewer, J., Tang, Y.S., van Dijk, N., Helfter, C., Nemitz, E., Famulari, D., Cape, J.N., Jones, S.K., Twigg, M., Pihlatie, M., Vesala, T., Larsen, K.S., Carter, M.S., Ambus, P., Ibrom, A., Beier, C., Hensen, A., Frumau, A., Erisman, J.W., Bruggemann, N., Gasche, R., Butterbach-Bahl, K., Neftel, A., Spirig, C., Horvath, L., Freibauer, A., Cellier, P., Laville, P., Loubet, B., Magliulo, E., Bertolini, T., Seufert, G., Andersson, M., Manca, G., Laurila, T., Aurela, M., Lohila, A., Zechmeister-Boltenstern, S., Kitzler, B., Schaufler, G., Siemens, J., Kindler, R., Flechard, C. and Sutton, M.A. 2009: Biosphere–atmosphere exchange of reactive nitrogen and greenhouse gases at the NitroEurope core flux measurement sites: Measurement strategy and first data sets. Agriculture, Ecosystems and Environment, 133, 139–149. Skopp, J., Jawson, M.D. and Doran, J.W., 1990: Steady-state aerobic microbial activity as a function of soil water content, Soil Science Society of America Journal, 54, 1619–1625. Smith, W.N., Desjardins, R.L., Grant, B., Li, C., Lemke, R., Rochette, P., Corre, M.D. and Pennock, D. 2002: Testing the DNDC model using N2O emissions at two experimental sites in Canada. Can. J. Soil Sci. 82, 365– 374. Smith, W.N., Grant, B., Desjardins, R.L., Lemke, R. and Li, C. 2004: Estimates of the interannual variations of N2O emissions from agricultural soils in Canada, Nutr. Cycl. Agroecosyst. 68, 37–45. Smith, W.N., Grant, B.B., Desjardins, R.L., Worth, D., Li, C., Boles, S.H. and Huffmann, E.C., 2010: A tool to link agricultural activity data with the DNDC model to estimate GHG emissions factors in Canada. Agriculture, Ecosystems and Environment 136: 301–309. Soussana, F., Hartwig, U. A. and Arnone, J. A., 1996: The effects of elevated CO2 on symbiotic N2 fixation: A link between carbon and nitrogen cycles in grassland ecosystems. Plant and Soil, 187, 321–332. Soussana, J. F., Allard, V., Pilegaard, K., Ambus, P., Amman, C., Campbell, C., Ceschia, E., Clifton-Brown, J., Czóbel, SZ., Domingues, R., Flechard, C., Fuhrer, J., Hensen, A., Horvath, L., Jones, S. M., Kasper, G., Martin, C., Nagy, Z., Neftel, A., Raschi, A., Baronti, S., Rees, R. M., Skiba, U., Stefani, P., Manca, G., Sutton, M., Tuba, Z. and Valentini, R. 2007: Full accounting of the greenhouse gas (CO2, N2O, CH4) budget of nine European grassland sites. Agriculture, Ecosystems and Environment, 121, 121–134. 120

Stange, F., Butterbach-Bahl, K., Papen, H., Zechmeister-Boltenstern, S., Li, C. and Aber, J., 2000: A process-oriented model of N2O and NO emission from forest soils 2, Sensitivity analysis and validation. J. Geophys. Res. 105, 4385–4398. Stolk, P.C., Jacobs, C.M.J., Moors, E.J., Hensen, A., Velthof, G.L. and Kabat, P. 2009: Significant non-linearity in nitrous oxide chamber data and its effect on calculated annual emissions. Biogeosciences Discussions, 6, 115– 141. Stumm, W. and Morgan, J.J. 1981: Aquatic Chemistry: An Introduction Emphasizing Chemical Equilibria in Natural Waters. 2nd ed., pp. 418–503, John Wiley and Sons, New York. Sutton, M.A., Pitcairn, C.E.R. and Fowler, D. 1993: The exchange of ammonia between the atmosphere and plant communities. In: Advances in Ecological Research. Vol. 24, pp 301–393, Academic Press Limited. Sutton, M.A., Milford, C., Nemitz, E., Theobald, M.R., Hill, P.W., Fowler, D., Schjoerring, J.K., Mattsson, M.E., Nielsen, K.H., Husted, S., Erisman, J.W., Otjes, R., Hensen, A., Mosquera, J., Cellier, P., Loubet, B., David, M., Genermont, S., Neftel, A., Blatter, A., Hermann, B., Jones, S.K., Horvath, L., Fu¨hrer, E., Mantzanas, C., Koukoura, K., Gallagher, M., Williams, P., Flynn, M. and Riedo, M., 2001: Biosphere–atmosphere interactions of ammonia with grasslands: experimental strategy and results from a new European initiative. Plant Soil 228, 131–145. Sutton, M.A., Nemitz, E., Erisman, J.W., Beier, C., Butterbach-Bahl, K. and Cellier, P., 2007: Challenges in quantifying biosphere-atmosphere exchange of nitrogen species. Environmental Pollution, 150, 125–139. Szentes, Sz., Kenéz, Á., Saláta, D., Szabó, M. and Penksza, K., 2007: Comparative researches and evaluations on grassland management and nature conservation in natural grassland of the Transdanubian mountain range. Cereal Res. Commun. 35, 1161–1164. Tartowski, S. and Howarth, R.W. 2000: Nitrogen, nitrogen cycling. Encyclopedia of Biodiversity 4: 377-388. Sommer SG, Hutchings NJ. 1997. Components of ammonia volatilization from cattle and sheep production. Pages 79–93 In: Gaseous Nitrogen Emissions from Grasslands. (eds.) Jarvis, S.C., Pain, B.F., North Wyke (United Kingdom): Institute of Grassland and Environmental Research. Tuba, Z., Nagy, Z., Czóbel, Sz., Balogh, J., Csintalan, Zs., Fóti, Sz., Juhász, A., Péli, E, Szente, K., Palicz, G., Horváth, L., Weidinger, T., Pintér, K., Virágh, K., Nagy, J., Szerdahelyi, T., Engloner, A., Szirmai, O. and Bartha, S. 2004: Hazai gyeptársulások funkcionális ökológiai válaszai, Ckörforgalma és üvegházhatású gázainak mérlege jelenlegi és jövőbeni 121

várható éghajlati viszonyok, illetve eltérő használati módok mellett. AGRO 21 Füzetek 37, 123–138. Vitousek, P. M. 1994: Beyond global warming: ecology and global change. Ecology, 75, 1861–1876. Vitousek, P. M., Mooney, H. A., Lubchenco, J. and Melillo, J. M. 1997a: Human domination of Earth's ecosystems. Science 277, 494–499. Vitousek, P. M., Aber, J. D., Howarth, R. W., Likens, G. E., Matson, P. A., Schindler, D. W., Schlesinger, W. H. and Tilman, D. G. 1997b: Human alteration of the global nitrogen cycle: sources and consequences. Ecological Applications 7, 737–750. Voss, M., Baker, A., Bange, H.W., Conley, D., Cornell, S., Deutsch, B., Engel, A., Ganeshram, R., Garnier, J., Heiskanen, A., Jickells, T., Lancelot, C., McQuatters-Gollop, A., Middelburg, J., Schiedek, D., Slomp C. and Conley, D.P., 2011: Nitrogen processes in coastal and marine ecosystems, Chapter 8, pp. 147–176. In: The European Nitrogen Assessment, (eds.) Sutton, M.A., Howard, C.M., Erisman, J.W., Billen, G., Bleeker, A., Grennfelt, P., van Grinsven, H. and Grizzetti B., Published by Cambridge University Press. New York 2011, ISBN 978-1-107-00612-6. Wagner-Riddle, C., Thurtell, G.W., Kidd, G.K., Beauchamp, E.G. and Sweetman, R., 1997: Estimates of nitrous oxide emissions from agricultural field over 28 months. Canadian Journal of Soil Science 77, 135–144. Watt, S.A., Wagner-Riddle, C., Edwards, G. and Vet, R.J., 2004: Evaluating a flux-gradient approach for flux and deposition velocity of nitrogen dioxide over short-grass surfaces, Atmospheric Environment 38, 2619–2626. Webb, E. K., 1970: Profile relationships: the log-linear range, and extension to strong stability, Quart. J. Roy. Meteorol. Soc. 96, 67–90. Weidinger, T., Pogány, A., Horváth, L., Machon, A., Bozóki, Z., Mohácsi, Á., Pintér, K., Nagy, Z., Gyöngyösi, A. Z., Istenes, Z. and Bordás, Á., 2010: Concentration gradient measurements and flux calculation of atmospheric ammonia over grassland (Bugac-puszta, Hungary) Chapter 15, pp. 159– 170. In: Advances in Environmental Modeling and Measurements. (eds.), Mihailovic, D.T. and Lalic, B., Nova Science Publishers, ISBN: 978-160876-599-7, Hauppauge NewYork, Xu-Ri., Wang, M. and Wang, Y. 2003: Using a modified DNDC model to estimate N2O fluxes from a semi-arid grassland in China. Soil Biology and Biochemistry. 35, 615–620. Yang, W.X., Meixner, F.X., 1997: Laboratory studies on the release of nitric oxide from sub-tropical grassland soils: The effect of soil temperature and moisture, In: Gaseous Nitrogen Emissions from Grasslands, (eds.) Jarvis, S.C., Pain, B.F., pp. 67–70, CAB International, Wallingford, New York. 122

Yamulki, S., Harrison, R.M., Goulding, K.W.T. and Webster, C.P., 1997: N2O, NO and NO2 fluxes from a grassland: effect of soil pH. Soil Biology and Biochemistry 29, 1199–1208. Zhang, L., Vet, R., O’Brien, J.M., Mihele, C., Liang, Z., and Wiebe, A. 2009: Dry deposition of individual nitrogen species at eight Canadian rural sites. J. Geophys. Res., 114, D02301, doi:10.1029/2008JD010640. http://www.DNDC.sr.unk.edu http://maps.google.hu http://www.eijkelkamp.com/en/products/soil/in-situ-soil-physical-research/soilmoisture-meters/rhizon-soil-moisture-samplers/rhizon-soil-moisturesamplers.htm

123

11. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS Köszönöm témavezetőmnek, dr. Horváth Lászlónak, az OMSZ vezető főtanácsosának, hogy hasznos tanácsaival és útmutatásával segítette munkámat és szakmai fejlődésemet. Köszönetemet szeretném kifejezni néhai prof. dr. Tuba Zoltán, intézményvezető egyetemi tanárnak, hogy lehetővé tette a SzIE Növénytani és Ökofiziológiai Intézetében a doktori munkámhoz szükséges feltételeket. Külön szeretném megköszönni dr. Weidinger Tamásnak, az ELTE Meteorológiai Tanszék egyetemi docensének a segítségét. Szeretném továbbá megköszönni kollégáimnak, dr. Pintér Krisztina és dr. Grosz Balázs barátságát és önzetlen segítségét, mellyel mindvégig mellettem álltak. Végül, de nem utolsó sorban szeretném megköszönni szüleimnek, feleségemnek és hozzátartozóimnak, akik bíztattak és támaszt nyújtottak a tanulmányaim és munkám során. Jelen munka a Nitroeurope IP (017810-2) EU VI. Keretprogram, az NKFP/088/2004, az NKFP6-00028/2005, az NKFP6-00079/2005, a GVOP AKF 3.1.1. 2004 – 05-0358/3.0, a TÁMOP 4.2.1./B-09/1/KMR-2010-0003 és a COST Action 0804 projektek támogatásával, valamint a Kiskunsági Nemzeti Park Igazgatóság engedélyével készült, melyet e helyen is megköszönöm.

124