Kadmium-szennyezés utóhatása a talajra és növényekre egy barna erdőtalajon

A G R O K É M I A É S T A L A J T A N 53 (2004) 1–2

143–154

Kadmium-szennyezés utóhatása a talajra és növényekre egy barna erdőtalajon 1

MÁTHÉNÉ GÁSPÁR GABRIELLA, 2 SZABÓ LAJOS, 1ANTON ATTILA, 2 MÁTHÉ PÉTER és 2 ORGOVÁNYI BALÁZS 1

MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest 2 Károly Róbert Főiskola, Gyöngyös

Az ember számára legtoxikusabb nehézfémek egyike a kadmium. Okozhat akut mérgezést is, azonban sokkal nagyobb veszélyt jelent a szervezetben való felhalmozódása, mely szervkárosodást és rosszindulatú daganatot eredményezhet (FERGUSSON, 1991). A hazai szántóföldi talajok átlagos Cd-tartalma többnyire alacsony (0,1–0,5 mg/kg „összes”) (saját, nem publikált 2003-as adatok). A Cd-szennyezés jórészt antropogén eredetű (NRIAGU, 1989), fő forrásai az ércbányászat, fémfeldolgozás, közlekedés (KÁDÁR, 1991; CSATHÓ, 1994). A szennyezett körzetekben a felső talajrétegnek ennél jóval magasabb lehet a Cd-tartalma, Nagytétényben például 1,5–7,2 mg/kg „összes” Cd-tartalmat (SZABÓ, 1990 cit. CSATHÓ, 1994), a Gyöngyösoroszi meddőhányón pedig átlagosan 8,3 mg/kg szennyezést (TURCSÁNYI, 1990) mutattak ki. A nehézfém-szennyezés megváltoztatja a talaj mikrobiális biomasszáját (CHANDER & BROOKES, 1991; BROOKES, 1995; SZILI-KOVÁCS et al., 1998), a talaj mikrobaközösségének összetételét (BECK, 1981; DOELMANN & HAANSTRA, 1986; BÅÅTH, 1989; FROSTEGÅRD et al., 1996), a légzést és az enzimaktivitást (TYLER, 1981; BÅÅTH, 1989; NANNIPIERI, 1994). A kadmium különböző szintjei és a hatás időtartama csökkentheti és növelheti is az enzimek aktivitását (BRUNNER & SCHINNER, 1984), vagy a mikrobiális ATP mennyiségét (FROSTEGÅRD et al., 1996). A talaj-mikroorganizmusok légzése a nehézfém-stressz jó ökológiai indikátora (BROOKES, 1995). Bár a nehézfémszennyezés hatásának egyik lényeges eleme az oldható frakció aránya, ennek ellenére ökofiziológiai hatása nem mindig következetes (KANDELER et al., 1996). A hatás több tényezőtől függ: a talaj és az adott nehézfém biológiai, kémiai tulajdonságaitól, a nehézfém koncentrációjától, a szennyezés idejétől, a műveléstől, valamint az időjárástól (TYLER 1981; CHANDER & BROOKES, 1991; GILLER et.al., 1998). Postai cím: MÁTHÉNÉ GÁSPÁR GABRIELLA, MTA Talajtani és Agrokémiai Kutatóintézet, 1022 Budapest, Herman Ottó út 15. E-mail: [email protected]

144

MÁTHÉNÉ GÁSPÁR et al.

A kadmium oldhatóságában meghatározó a talaj pH-értéke és mésztartalma (FILEP, 1988; KABATA- PENDIAS & PENDIAS, 1992; CSATHÓ, 1994; CSILLAG et al., 1999). Felvétele passzív és aktív folyamat is lehet. A közeg magas Cdtartalma a passzív, alacsony Cd-tartalma pedig az aktív folyamatokat erősíti (COSTA & MOREL, 1994). A felvételi mechanizmusban döntő a gyökér szerepe (FLORIJN & BEUSICHEM, 1993). Egyes eredmények szerint a felvétel a párologtatással összefügg (HARDIMAN & JACOBY, 1984), míg más vizsgálatok szerint nem (FLORIJN & BEUSICHEM, 1993). A hőmérséklet növelése (JUSTE et al., 1989), a gyökér nagyobb mérete és aránya (HUTCHINSON et al., 2000) ugyancsak fokozza a felvételt. A kadmium oldódását gyökér-exudátumok (HUTCHINSON et al., 2000), felvételét specifikus P-hordozók (GRANT et al., 1998) segíthetik. A kadmium gyökérbeni abszorpcióját és áthelyeződését a gyökérből a hajtásba más elemek jelenléte csökkenti: Cu, Fe, Mn és Zn (CATALDO et al., 1983), Ca, Mn és Zn (JARVIS et al., 1976), Mg (LESKÓ et al., 2002). Felvételében a kadmium az előző elemekkel verseng a közös transzporthelyekért, ezért növekvő koncentrációja a felsorolt elemek csökkenésével járhat. A fő tápelemek hatása szintén erősen függ a talajtól és a koncentrációtól. Leginkább a nitrogén (különösen az NH4-forma) hatására vonatkozó adatok egyértelműek, a növény Cdfelvételét növeli. A biomassza fokozott növekedése miatt a jobb tápanyagellátás gyakran a koncentráció kisebb csökkenésével jár („hígulás”) (GRANT et al., 1998; KLANG-WESTIN & PERTTU, 2002). A kadmium toxikus koncentrációjánál Cd-kötő polipeptidek, fitokelatinok szintetizálódnak (GRILL et al., 1985; BARCELÓ et al., 1988; RAUSER, 1995). A Cd–fitokelatin-komplexek a vakuólumban akkumulálódnak (VÖGELI-LANGE & WAGNER, 1990) és valószínűleg CdS kristályokká alakulnak (REESE et al., 1992). Sokkal kevesebbet tudunk a kadmium sorsáról, kiiktatási mechanizmusáról alacsony Cd-szennyezéseknél. Alacsony Cd-tartalomnál a kadmium felvétele aktív és energiaigényes folyamat, e felvételben metabolikusan aktív komponens a gyökérben a H+-ATP-áz (COSTA & MOREL, 1994). Egyes kísérletek szerint a különböző szerves savak (almasav, citromsav) is elegendők a Cdkomplexek kialakulásához (KROTZ et al., 1989), míg mások glutationkomplexek létrejöttét is feltételezik (VÖGELI-LANGE & WAGNER; 1990). A kadmium dúsulhat a növényben, s így veszélyes mennyisége juthat a táplálékláncba. Elsősorban zöldségek fogyasztásánál növeli az egészségügyi kockázatot az a tény, hogy a talaj alacsony Cd-szennyezésénél, látványos növekedési gátlás nélkül, felhalmozódhat a növényekben (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 1992; LEHOCZKY et al., 2000; PANDEY & SHARMA, 2002). Jelen munka keretében tenyészedény- és laboratóriumi kísérletekben vizsgáltuk egy szabadföldi nehézfém-szennyezéses kísérlet (270 kg Cd/ha) nyolcadik évében a talajok Cd-szennyezettségét és hatását növényekre, valamint talajmikroorganizmusokra.

Cd-szennyezés utóhatása a talajra és növényekre egy barna erdőtalajon

145

Anyag és módszer A talajmintákat a Tas-pusztán (Károly Róbert Főiskola kísérleti terén) barna erdőtalajon beállított szabadföldi, nehézfém-szennyezéses kísérlet 270 kg/ha kadmium (CdSO4) adagjával szennyezett parcelláinak (KÁDÁR, 2001) 0–20 cmes rétegéből vettük a szennyezést követő nyolcadik évben. Parcellánként 20–20 pontfúrás mintáiból szárítás, kézi aprítás és szitálás után kezelésenként (kontroll- és Cd-terhelt talaj) homogenizálva egyetlen átlagmintát képeztünk. A talaj főbb jellemzői: pH(KCl): 6,29; sótartalom: 0,08%, CaCO3: nyomokban, szervesanyag-tartalom: 3,24%. A kontrolltalaj „összes” elemtartalmát jellemző értékek: Cd 0,34, Zn 92, Cr 54, Ni 34, Pb 26, Co 16, Cu 26, Ba 253 mg/kg. A talaj „összes” elemtartalmát (a kadmiumon kívül 22 elemre: As, Hg, B, Ba, Co, Cr, Cu, Mo, Ni, Pb, Se, Sr, Zn, Al, Fe, Mg, Mn, Na, Ca, K, P, S ) királyvizes kioldás után, az ún. „felvehető” elemtartalmát LAKANEN és ERVIÖ (1971) szerint (oldószer: ammónium-acetát + EDTA), a növényi hajtások elemtartalmát salétromsavas roncsolás után ICP plazmaemissziós spektrometriás elemanalízisekkel határoztuk meg. A talajlégzés-vizsgálatokhoz a kiszárított és homogenizált talajt 70%-ra nedvesítve 30 napig inkubáltuk (a 100–100 g-os talajmintákat szobahőmérsékleten, 70%-os nedvességtartalmon tartva). A talaj-mikroorganizmusok légzését a mérőedényben lezajló nyomásváltozás alapján állapítottuk meg. A képződő CO2-ot NaOH-pasztillákkal kötöttük meg. A megfelelő hőmérséklet (20 ºC) beállítása légkeringetős temperáló boksz segítségével történt. A vizsgálatokat 5 ismétlésben végeztük, mindig a saját kontrollhoz viszonyítottan. A kilélegzett CO2mennyiségét a gáz parciális nyomásával jellemeztük. A légzésintenzitás-időgörbéket az „Oxitop controllel” elektronikus manométerrel (gyártó WTW, Németország) 20 másodpercenként rögzített nyomásadatok alapján állapítottuk meg. A konstans időbeli összehasonlítás alapjául a mérés kezdete utáni 1500. másodpercben mért adatok szolgáltak. A humuszfrakciók vizsgálatánál a talaj nem humifikált és humifikált szerves anyagainak meghatározását Hock optikai módszerének továbbfejlesztett változatával, az ún. két oldószeres eljárással (NaOH és NaF) Hargitai szerint végeztük (BUZÁS, 1988). A humuszfrakciók mennyiségi jellemzésére a talajkivonat háromszoros hígításának extinkcióját használtuk, a méréseket 5 ismétlésben végeztük el. A tenyészedény-kísérletben hat növényfajt vizsgáltunk két talajon (Cd-kezelt és kontroll) 4 ismétlésben. A hat faj négy családot képviselt. A hónapos retek (Raphanus sativus L.), sárga viola (Cheiranthus cheiri L.) és violás repcsény (Erysimum cheiranthoides L.) a Brassicaceae családot, a kerti laboda (Atriplex hortensis L.) a Chenopodiaceae családot, a sóska (Rumex acetosa L.) a Poligonaceae családot, míg a kerti oroszlánszáj (Antirrhinum majus L.) a Scrophulariaceae családot.


146

A hat növényfajt és két talajt (összesen 12 kezelés) négy ismétlésben vizsgáltuk. Műanyag tenyészedényekbe (500 g légszáraz talaj + vízkapacitásnak megfelelő víz) 0,5–1 cm mélyre, edényenként 20–50 db magot vetettünk. A kelés után naponkénti vízpótlással 60 napig neveltük (10/18 oC-on) a növényeket (10–10 db/edény). A talaj felett 0,5 cm-rel levágott hajtást desztillált vízzel leöblítettük. Edényenként mértük a hajtástömeget légszáraz állapotban (70 oCon szárítva) és összesen 23 elemre növényanalízist végeztünk. Az adatok statisztikai összehasonlításában variancia- és regresszió analízist alkalmaztunk (SVÁB, 1983). Eredmények és következtetések A talajminták Cd-tartalma A szennyezetlen (kontroll) talajhoz viszonyítva a terhelés hatására a királyvízzel oldható Cd-tartalom 0,3 mg/kg-ról 2,3 mg/kg-ra (6,7-szeres növekedés), az ammőnium-acetát + EDTA-val oldható Cd-tartalom 0,2 mg/kg-ról 1,1 mg/ kg-ra (5,5-szörös növekedés) nőtt. A szennyezés utáni nyolcadik évben a talaj „összes” Cd-tartalma (2,3 mg/kg száraz talaj)) még csaknem két és félszerese az ún. „B-határértéknek” (1 mg/kg száraz talaj), azaz az emberi szervezetre egyik legveszélyesebb elem, a kadmium tekintetében a talaj még szennyezettnek minősül. A Cd-terhelés utóhatásában meghatározó a talajtulajdonságok szerepe. Ezt példázzák a mészlepedékes csernozjom talajon, Nagyhörcsökön (pH(KCl) 7,1, CaCO3 3,5%) beállított párhuzamos kísérlet szántott talajrétegéből, a szennyezést követő hetedik évben nyert eredmények (SZILI-KOVÁCS et al., 1999). Az általunk tanulmányozott 270 kg/ha Cd-terhelésnél kisebb, 90 kg/ha Cdszennyezésnél 21,89 mg/kg „összes” Cd-tartalmat mértek, azaz az általunk mértnél jóval magasabb szennyezést! A két kísérleti talaj Cd-tartalmának jelentős különbségét feltételezhetően több talajtulajdonság együttesen okozta. Talajlégzés- és humuszfrakció vizsgálatok A talaj-mikroorganizmusok CO2-termelését a mérés kezdete utáni 1500-adik másodpercben értékelve, a kadmium serkentő hatását mutatta a kontrollhoz képest: a kontrolltalajnál 9,5, míg a Cd-szennyezettnél 10,4 hPa nyomást regisztráltunk. A különbség 99,9%-os valószínűségű volt. Ugyancsak légzésnövekedésről tanúskodott a teljes mérési idősort követő légzési görbe (1. ábra), s megbízható volt a kontrolltalajhoz viszonyított különbség (P = 0,1%). A kadmium légzést serkentő hatása több, a nyolc év alatt lejátszódó folyamat eredménye. A szennyezést követő években a kadmium erőteljes gátló hatása – más talajon KÁDÁR (1995) által leírt folyamat – akadályozta a talajba kerülő szerves anyag lebontását. Utóbbi folyamatot vizsgálataink során az instabil hu-


147

CO2 parciális nyomása, hPa

12,5 10 7,5 5

kontroll

2,5

kadmium

0 0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

idő, s 1. ábra Cd-szennyezés hatása a mikrobiális alaplégzésre

muszfrakció arányának növekedése jelezte. A humuszformák vizsgálatakor a labilis humuszfrakció 95%-os valószínűséggel megbízhatóan nőtt, a kontrolltalajban mért extinkció értéke 0,29, a Cd-szennyezettben 0,37 volt. Az évek során csökkent a talaj Cd-szennyezettsége, s így a közvetlen légzésgátlás is. Ugyanakkor a szennyezett talajban fokozatosan felgyülemlett nagyobb mennyiségű, instabil humuszanyag pedig már serkenti a légzést. A nagyhörcsöki mészlepedékes csernozjomon beállított párhuzamos kísérlet talajában a szennyezés hetedik évében a légzésmérések – eredményünktől eltérően – a kadmium gátló hatását mutatták (SZILI-KOVÁCS et al., 1999). A hivatkozott kísérletben ugyanakkor megállapították azt is, hogy a hozzáadott szerves anyag „közömbösítette”, vagy nagymértékben csökkentette a nehézfémek légzést gátló hatását. A két hasonló vizsgálat eltérő eredményének valószínűsíthetően legfőbb oka tehát – a talajok különböző Cd- és mésztartalma, ill. pH-értéke mellett – a szerves anyag eltérő mennyisége és összetétele. A növényi hajtások tömege, Cd- és egyéb elemtartalma A növények kelésében, a gyökér és a hajtás növekedésében, arányában nem észleltük a kadmium gátló hatását. A szennyezett és kontrolltalajon nevelt növények fejlődése azonos volt. A két hónap elteltével a retek és a laboda a virágzás kezdetén, míg a repcsény, a sárga viola, a sóska és az oroszlánszáj vegetatív fejlődési szakaszában volt. Eredményünk egyezett a szakirodalomból ismert,


148

hasonló adatokkal (WHITE & CHANEY, 1980; LEHOCZKY et al., 2000; PANDEY & SHARMA, 2002). A talaj Cd-szennyezése valamennyi vizsgált növényfaj hajtásában megbízhatóan növelte a Cd-tartalmat (1. táblázat). A növekedés fajonként eltérő mértékű: 3–8-szoros volt, a növényfajok felénél a szennyező elem dúsult (hajtás koncentráció > talaj koncentráció). Kísérletünk újólag igazolta, hogy a zöldségek, így levélzöldségek termesztésénél a talaj Cd-tartalmára fokozottan szükséges ügyelni. A Zn és Cd antagonizmus a Cd-szennyezés hatására kimutatható volt (2. táblázat). A hajtások Zn-tartalma kivétel nélkül minden növényfajban csökkent, a különbség azonban csak három fajnál volt szignifikáns (retek, laboda és sárga viola). Eredményeink arra utalnak, hogy a szakirodalomban fellelhető eltérő hatások – antagonizmus (CATALDO et al., 1983), szinergizmus (NAN et al., 2002), nincs hatás (WHITE & CHANEY, 1980) – egyik oka a növényfajok különböző elemakkumulációs tulajdonsága. 1. táblázat Cd-szennyezés hatása a növényhajtások Cd-tartalmára, mg/kg szárazanyag (1)

(2)

(3)

(4)

Növényfaj

Kontrolltalajon

Cd-szenynyezett talajon

Különbség [(3)-(2)]

0,46 0,23 0,22 0,46 0,34 0,19 0,20

3,81 2,88 1,55 1,41 2,53 0,56 0,96

3,45*** 2,65** 1,31*** 1,05*** 2,23*** 0,32*

a) retek b) repcsény c) sárga viola d) laboda e) sóska f) oroszlánszáj g) SzD 5%

Megjegyzés: A kontrolltalaj Cd-tartalma 0,3, a Cd-szennyezetté 2,3 mg/kg volt 2. táblázat Cd-szennyezés hatása a növényhajtások Ni-, Zn- és Mn-tartalmára, mg/kg szárazanyag (1)

Növényfaj a) retek b) repcsény c) sárga viola d) laboda e) sóska f) oroszlánszáj

(2) Kontrolltalajon

(3) Cd-szennyezett talajon

Ni

Zn

Mn

Ni

Zn

Mn

1,0 a 1,3 a 1,6 a 1,4 a 1,8 a 1,5 a

84 a 32 a 62 a 139 a 72 a 58 a

66 a 33 a 45 a 111 a 146 a 36 a

2,9 b 1,4 a 1,8 a 4,4 b 4,5 b 0,9 a

61 b 27 a 44 b 95 b 59 a 44 a

68 a 27 a 45 a 70 b 213b 28 a

Megjegyzés: A különböző betűk azonos fajoknál és elemeknél 95%-os valószínűségű differenciát jeleznek


149

A talaj Cd-tartalmának növekedése a cink mellett más kationok mennyiségét is megváltoztatta: három fajnak (retek, sóska, laboda) növelte a Ni-tartalmát (2. táblázat), esetenként és eltérő irányban módosította a hajtások Mn-tartalmát (csökkent a labodánál: 111 mg/kg-ról 70 mg/kg-ra, nőtt a sóskánál: 146 mg/kgról 213 mg/kg-ra). A növényfajok Cd-tartalmának összefüggése S- és P-tartalmukkal Vizsgálatunk során azt az eredményt kaptuk, hogy a szakirodalomból ismert magas szulfátfelvételű Brassicaceae fajokon kívül (retek, repcsény, viola) a magas foszfátfelvételű sóska is magasabb Cd-tartalommal jellemezhető. A hat növényfajra vonatkozóan a hajtások P- és S-tartalom összegével pozitív lineáris összefüggést mutatott Cd-tartalmuk (P = 2%) (2. ábra). Az összefüggést másik oldalról igazolni látszik az, hogy az alacsony P- és S-tartalmú oroszlánszáj Crtartalma a legalacsonyabb volt. A két elem koncentrációinak (ppm) összeadására alapot a hasonló kémiai és fiziológiai szerep szolgáltatta. Korábbi vizsgálatainkban hasonló eredményt kaptunk a növényfajok krómfelvételével kapcsolatban is (MÁTHÉNÉ et al., 2003). A P- és S-tartalommal kapcsolatos összefüggés több okkal magyarázható. A vonatkozó szakirodalmi megállapítások szerint a két fontos anionképző elem közül a foszfor elsősorban a mérgező nehézfémek, (a Cd és a Cr) gyökérfelvételében és az energiaszükséglet biztosításában, a kén pedig a felvételben, szállí5

Cd-tartalom, mg/kg

4 3

R 2 = 0.5241 n = 24

2 1 0 0

5

10

15

20

25

30

S+P-tartalom, g/kg 1/1 retek

1/4 sóska

1/2 repcsény

1/3 s. viola

1/5 laboda

1/6 oroszlánszáj

2. ábra P- és S-tartalom összegének összefüggése a Cd-tartalommal a vizsgált növényfajokban

150


tásban, energia-átadásban, valamint kiiktatásában játszik meghatározó szerepet (HARDIMAN & JACOBY, 1984; GRILL et al., 1985; VÖGELI-LANGE & WAGNER, 1990; GRANT et al., 1998; SALT et al., 2002). Összefoglalás Kadmium-szennyezés (270 kg/ha CdSO4) utóhatását vizsgáltuk a talaj Cdtartalmára, humuszfrakcióira, a talajlégzés intenzitására, tenyészedényben nevelt hat növényfaj növekedésére és a hajtások elemtartalmára. A méréseink alapjául szolgáló barna erdőtalajt szabadföldi nehézfém-szennyezéses tartamkísérlet Cd-terhelt és kontrollparcelláinak felső 20 cm-es rétegéből vettük, a terhelés utáni nyolcadik évben a Gyöngyös melletti Tas-pusztán (Károly Róbert Főiskola kísérleti tere). A kiszárított, kezelésenként homogenizált talajmintákból meghatároztuk a királyvízzel és ammónium-acetát + EDTA-val kioldott elemtartalmat (23 elemre). A légzésintenzitást elektronikus manométerrel 20 másodpercenként rögzített nyomásadatok alapján állapítottuk meg a 70%-ra nedvesített és 30 napig inkubált talajból. A talaj szerves anyagainak meghatározását az ún. két oldószeres eljárással (NaOH és NaF) végeztük. A Cd-szennyezett és kontrolltalajon hat növényfajjal (retek, repcsény, sárga viola, sóska, laboda, oroszlánszáj) tenyészedény-kísérletet végeztünk. A 60 napig nevelt növények hajtásfejlődését, növekedését és elemtartalmát (salétromsavas roncsolás után) vizsgáltuk. Az elemanalízist minden esetben ICP-vel végeztük. Eredményeinkből a következő megállapításokat tehetjük. – A talaj Cd-szennyezése a nyolcadik évben is kimutatható volt a talaj felső rétegében, értéke (2,3 mg/kg) meghaladta az ún. „B-határértéket” (1,0 mg/kg). – A talaj-mikroorganizmusok légzésintenzitása a szennyezett talajban magasabb volt a kontrollénál. A kadmium légzést serkentő hatása visszavezethető a Cd-kezelt talaj labilis humusztartalmának növekedésére, azaz egy korábbi, magasabb Cd-szintnél valószínűsíthető gátlásra. – A vizsgált hat növényfaj kelése, fejlődése és növekedése a szennyezést nem jelezte. A növényfajok hajtásának különböző mértékben, de kivétel nélkül szignifikánsan nőtt a Cd-tartalma, s kisebb-nagyobb mértékben változott az egyéb elemtartalma is. Csökkent a Zn-tartalom (három fajnál megbízhatóan), többnyire nőtt a Ni-koncentráció, egy fajnál nőtt, egynél pedig csökkent a Mntartalom. A vizsgált növényfajok Cd-tartalma pozitív összefüggést mutatott Sés P-tartalmuk összegével. – Megállapítható volt, hogy a Cd-szennyezés utóhatása még a szennyezés utáni nyolcadik évben is jelentős, s mind a talaj-mikroorganizmusok működésében, mind a növények elemfelvételében megmutatkozik.


151

A vizsgálatok a Földművelésügyi és Vidékfejlesztési Minisztérium Földvédelmi Alap (38738/2001) és az OTKA (T038280 és T042778) támogatásával folytak. Kulcsszavak: kadmium, utóhatás, talajlégzés, növényi elemtartalom Irodalom BÅÅTH, E., 1989. Effects of heavy metals in soil on microbial processes and populations (A review). Water, Air and Soil Pollution. 47. 355–379. BARCELÓ, J., VAZQUEZ, M. D. & POSCHENREIDER, C., 1988. Structural and ultrastructural dicorders in cadmium treated bush bean plants (Phaseolus vulgaris L.). New Phytol. 108. 37–49. BECK, T. H., 1981. Untersuchungen über die toxische Wirkung der in Siedlungsabfallen häufigen Schwermetalle auf die Bodenmikroflora. Z. Pflanzenernährung und Bodenkunde. 144. 613–627. BRUNNER, I. & SCHINNER, F., 1984. Einfluss von Blei und Cadmium auf die mikrobielle Aktivität eines Bodens. Die Bodenkultur. 35. 1–12. BROOKES, P. C., 1995. The use of microbial parameters in monitoring soil pollution by heavy metals. Biol. Fertil. Soils. 19. 269–279. BUZÁS I. (szerk.), 1988. Talaj- és agrokémiai vizsgálatok módszerkönyve 2. A talajok fizikai–kémiai és kémiai vizsgálati módszerei. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. CATALDO, C. A., GARLAND, T. R. & WILDUNG, R. E., 1983. Cadmium uptake kinetics in intact soybean plants. Plant Physiol. 73. 844–848. CHANDER, K. & BROOKES, P. C., 1991. Microbial biomass dynamics during the decomposition of glucose and maize in metal-contaminated and non-contaminated soils. Soil. Biol. Biochem. 23. 917–925. COSTA, G. & MOREL, J. L., 1994. Efficiency of H+-ATPase activity on cadmium uptake by four cultivars of lettuce. J. Plant Nutr. 17. 627–637. CSATHÓ P., 1994. Nehézfém- és egyéb toxikuselem-forgalom a talaj–növény rendszerben. Agrokémia és Talajtan. 43. 371–398. CSILLAG, J. et al., 1999. Extraction of soil solution for environmental analysis. Intern. J. Environ. Anal. Chem. 74. (1–4) 305–324. DOELMANN, P. & HAANSTRA, L., 1986. Short-term and long-term effects of cadmium, copper, lead and zinc on soil microbial respiration in relation to abiotic soil factors. Plant Soil. 79. 317–327. FERGUSSON, J. E., 1991. The Heavy Elements: Chemistry, Environmental Impact and Heath Effects. Pergamon Press. Oxford, New York, Seoul, Tokyo. FILEP GY., 1988. Talajkémia. Akadémiai Kiadó. Budapest. FLORIJN, P. J. & BEUSICHEM, M. L., 1993. Uptake and distribution of cadmium in maize inbred lines. Plant and Soil. 150. 25–32. FROSTEGÅRD, A., TUNLID, A. & BÅÅTH, E., 1996. Changes in microbial community structure during long-term incubation in two soils experimentally contaminated with metals. Soil Biol. Biochem. 28. 55–63. GILLER, K. E., WITTER, E. & MCGRATH, S. P., 1998. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: A review. Soil Biol. Biochem. 30. 1389–1414.

152


GRANT, C. A. et al., 1998. Cadmium accumulation in crops. Can. J. Plant Sci. 78. 1–17. GRILL, E., WINNACKER, E. L. & ZENK, M. H., 1985. Phytochelatins, the heavy-metalbinding peptides of higher plants. Science. 230. 674–676. HARDIMAN, R. T. & JACOBY, B., 1984. Absorption and translocation of Cd in bush beans (Phaseolus vulgaris). Physiol. Plant. 61. 670–674. HUTCHINSON, J. J. et al., 2000. Determining uptake of ’non-labile’ soil cadmium by Thlaspi caerulescens using isotopic dilution. New Phytol. 146. 453–460. JARVIS, S. C., JONES, L. H. P. & HOPPER, M., 1976. Cadmium uptake from solution by plants and its transport from roots to shoots. Plant Soil. 44. 179–191. JUSTE, C., GOMEZ, A. & DESENFANTS, C., 1989. Nutrient solution temperature effect on uptake of cadmium and nickel by maize (Zea mays L.) seedlings. In: Proc. Int. Conf. Heavy Metals in the Environment, Geneva, Sept. 1989. Vol. 2 (Ed.: VERNET, J. P.) 201–205. KABATA-PENDIAS, A. & PENDIAS, H., 1992. Biogeochemistry of trace elements in the environment. In: New Horizons of Health Aspects of Elements (Eds.: VOHORA, S. B. & DOBROWOLSKI, J. W.) 81–110. Hamdard Univ., New Delhi. KÁDÁR I., 1991. A talajok és növények nehézfém-tartalmának vizsgálata. Környezet- és természetvédelmi kutatások. AKAPRINT. Budapest KÁDÁR I., 1995. A talaj–növény–állat–ember tápláléklánc szennyeződése kémiai elemekkel Magyarországon. KTM–MTA TAKI. Budapest. KÁDÁR I., 2001. Talajtulajdonságok figyelembevétele a talajszennyezettségi határértékrendszer alkalmazásában (Ásványi elemek). KTM–MTA TAKI. Budapest. KLANG-WESTIN, E. & PERTTU, K., 2002. Effects of nutrient supply and soil cadmium concentration on cadmium removal by willow. Biomass and Bioenergy. 23. (6) 415–426. KANDELER, E., KAMPICHLER, C. & HORAK, O., 1996. Influence of heavy metals on the functional diversity of soil microbial communities. Biol. Fertil. Soils. 23. 299–306. KROTZ, R. M., EVANGELOU, B. P. & WAGNER, G. J., 1989. Relatioships between cadmium, zinc, Cd-peptide, and organic acid in tobacco suspension cells. Plant Physiol. 91. 780–787. LAKANEN, E. & ERVIÖ, R., 1971. A comparison of eight extractants for the determination of plant available micronutrients in soils. Acta Agr. Fenn. 123. 223–232. LEHOCZKY, É. et al., 2000. The cadmium uptake by lettuce on contaminated soils as influenced by liming. Commun. Soil Sci. Anal. 31. 2433–2438. LESKÓ, K., STEFANOVITS-BÁNYAI, É. & SIMON-SARKAI, L., 2002. Effect of magnesium on free amino acid and polyamin-content in wheat seedling exposed to cadmium stress. Acta Biol. Szegediensis. 46. 109–111. MÁTHÉNÉ G. G. et al., 2003. Cink- és krómszennyezés hatása tartamkísérlet talaján. Növénytermelés. (Megjelenés alatt.) NAN, ZH. et al., 2002. Cadmium and zinc interactions and their transfer in soil–crop system under actual field condition. The Science of Total Environment. 285. (1–3) 187–195. NANNIPIERI, P., 1994. The potential use of soil enzymes as indicators of productivity, sustainability and pollution. In: Soil Biota: Management in Sustainable Farming Systems. (Eds.: PANKHURST, C. E. et al.) 238–244. CSIRO. Victoria, Australia. NRIAGU, J. O., 1989. A global assessment of natural sources of atmospheric trace metals. Nature. 338. 47–49.


153

PANDEY, N. & SHARMA, CH. P., 2002. Effect of heavy metals Co2+, Ni2+ and Cd 2+ on growth and metabolism of cabbage. Plant Science. 163. 753–758. RAUSER, W. E., 1995. Phytochelatins as related peptides. Plant Physiol. 109. 1141– 1149. REESE, R. N., WHITE, C. A. & WINGE, D. R., 1992. Cadmium-sulfide crystallite in Cd(γEC)nG peptide complexes from tomato. Plant Physiol. 98. 225–229. SALT, D. E., PRINCE, R. C. & PICKERING, I. J., 2002. Chemical speciation of accumulated metals in plants: evidence from X-ray absorption spectroscopy. Michrochem J. 71. 255–259. SVÁB J., 1983. A biometria alapjai. Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. SZILI-KOVÁCS, T., ANTON, A. & GULYÁS, F., 1999. Effect of Cd, Ni, and Cu on some microbial properties of a calcareous chernozem soil. In: Proc. 2nd Symposium on “Pathways and Consequences of the Dissemination of Pollutants in the Biosphere” Prague. (Ed. KUBÁT, J.) 88–102. SZILI-KOVÁCS, T. et al., 1998. Soil microbial biomass-C as a possible indicator of soil pollution. Agrokémia és Talajtan. 47. 253–264. TURCSÁNYI G., 1990. Ipari és bányászati eredetű meddőhányók növényeinek elemakkumulációja. Kandidátusi disszertáció. GATE. Gödöllő. TYLER, G., 1981. Heavy metals in soil biology and biochemistry. In: Soil Biochemistry, Vol. 5. (Eds.: PAUL, E. A. & LADD, J. N.) 371–414. Marcel Dekker. New York. VÖGELI-LANGE, R. & WAGNER, G. J., 1990. Relationship between cadmium, gluthation and cadmium-binding peptides (phytochelatins) in leaves of intact tobacco seedlings. Plant Sci. 114. 11–18. WHITE, M. C. & CHANEY, R. L., 1980. Zinc, cadmium and manganese uptake by soybean from two zinc and cadmium-amended coastal plain soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 44. 308–313. Érkezett: 2004. február 2.


154

After-effect of Cadmium Load on the Soil and Plants on a Brown Forest Soil 1

G. MÁTHÉ-GÁSPÁR, 2L. SZABÓ, 1A. ANTON, 2P. MÁTHÉ and 2B. ORGOVÁNYI

1

Research Institute for Soil Science and Agricultural Chemistry of the Hungarian Academy of Sciences, Budapest; 2 Károly Róbert College, Gyöngyös (Hungary)

S um ma ry Studies were made on the after-effects of Cd-load (270 kg/ha CdSO4) on the Cd content and humus fractions of the soil, the intensity of soil respiration, the shoot development, growth of six plant species (radish, erysimum, wallflower, garden sorrel, orache, antirrhinum) grown in pots, and the element contents of plants grown for 60 days. The brown forest soil used for the measurements was taken from the upper 20 cm layer of Cd-polluted and control plots in the 8th year of a long-term, heavy-metal pollution field experiment (Taspuszta). The following conclusions were drawn: – The Cd-pollution of the soil was still detectable in the upper layer of the soil in the 8th year, the level (2.3 mg/kg) being in excess of the “B” limit value (1.0 mg/kg). – The respiration intensity of soil microorganisms was greater in the Cd loaded than in control soil. The respiration-stimulating effect of Cd can be attributed to an increase in the labile humus content of Cd-treated soil, i.e. to probable inhibition at a previous higher Cd level. – The emergence, development and growth of the six plant species tested were not affected by the load. The Cd content of the shoots increased to various extents, but always significantly, and there were changes of various magnitude in the other element contents as well. The Zn content declined (significantly for three species), the Ni concentration generally increased, while the Mn content increased in one species and decreased in another. The Cd content of the plant species exhibited a positive correlation with the sum of the S and P contents. – The after-effects of Cd-load were found to be substantial even in the 8th year after the pollution, being exhibited in both the functioning of soil microorganisms and in the element uptake of the plants. Table 1. Effect of Cd load on the Cd content of plants. (1) Plant species. a) radish; b) erysimum; c) wallflower; d) garden sorrel; e) antirrhinum; f) LSD5%. (2) Cd content of the shoot, mg/kg dry matter. (3) Control treatment. (4) Cd treatment. (5) Difference. Note: Cd content of control soil and Cd-treated soil was 0.3 and 2.3 mg/kg. Table 2. Effect of Cd load on the Ni, Zn and Mn contents of plants (mg/kg dry matter). (1) See Table 1. (2) On control soil. (3) on Cd-treated soil. Note: For the same species or element, different letters represent differences at the 95% probability level. Fig. 1. Effect of Cd-load on basic microbial respiration. Horizontal axis: Time, s. Vertical axis: CO2 partial pressure, hPa. Fig. 2. Correlation between the sum of the P and S contents and the Cd content in the plant species tested. Horizontal axis: P+S content, mg/kg. Vertical axis: Cd content, mg/kg.

Kadmium-szennyezés utóhatása a talajra és növényekre egy barna erdőtalajon

Recommend Documents