Tartalomjegyzék. Dr:Lévai László. egyetemi docens

Dr:Lévai László egyetemi docens

Tartalomjegyzék

The table of contents is empty because none of the paragraph styles selected in the Document Inspector are used in the document. 1. Bevezetés

A savanyú talajokon folytatott növénytermesztés, erdőgazdálkodás egyik fő kérdése, hogy tudnak-e a növények alkalmazkodni az alacsony talaj pH-hoz, képesek-e tolerálni a potenciálisan mérgező fémeket. A növényi fém-tolerancia kutatás egyik lényeges területe a növények alumínium toleranciájának vizsgálata. Az alumínium felvehetősége savanyú talajokon különösen nagy, így Európa és a Világ jelentős területein a talajok nagy felvehető alumínium tartalma a hatékony növénytermesztés fő akadálya. Európa több részén rendkívül magas alumínium tartalmat mértek a talajokban, amit összefüggésbe hoztak a környék alumínium gyárainak emissziójával. Feltételezik, hogy az európai erdőtalajok savasodása a savas esők következménye. Az erdők pusztulásának egyik feltételezett közvetlen oka az, hogy a növények nagy mennyiségű nehézfémet, alumíniumot vehetnek fel a savanyú talajokból, ami fitotoxikus hatású. A talajok javítása mellett megoldásként kínálkozik, pl. az alumínium toleráns növények termesztése. Ezek sajátos mechanizmusuk révén károsodás nélkül viselik el a talaj magas alumínium tartalmát. A hiperakkumulatív növények viszont nagy mennyiségben veszik fel a nehézfémeket, azokat kirekesztik az anyagcseréjükből. Ezek a növények különös jelentőséggel bírnak a fitoremediációban. Többek között az elhagyott bányaterületek fitoremediációjának igénye, az élhetőbb környezet biztosítása irányította a figyelmet az alumínium toxicitás, az alumínium tolerancia kutatás irányába. A hiperakkumulatív növények alkalmazásának egyik lényeges korlátja, hogy bimassza termelésük csekély. Új eljárásnak tekinthető a transzgenetikus hiperakkumulatív növények fitobányászatban való alkalmazása (Rugh et al., 1998). Más eljárások, kelátorok talajba juttatásával növelik a nehézfémek oldékonyságát, ezzel fokozva az akkumulatív növények nehézfémfelvételét (Alcántara et al., 2001). Ez utóbbi meglehetősen költséges eljárás, mégis egyes területeken

az egyetlen lehetséges megoldásnak tűnik. A talajok nehézfém tartalma azonban nem csak a növénytermesztés eredményességét határozza meg. A humán-egészségügyi szempontok egyre fontosabbak. A minőségbiztosító rendszerek által támasztott szigorú követelmények az élelmiszer vertikum egészét átfogják, a termeléstől a feldolgozáson keresztül az áruházak polcáig. Így a mezőgazdasági termelés minőségét meghatározó, egyik legfontosabb tényező, a termékek nehézfém tartalma. A Világ és Magyarország jelentős területei nehézfémekkel szennyezettek. Ezért vált a kutatások kiemelten fontos területévé a nehézfémtolerancia és a nehézfémtoxicitás fiziológiai és környezeti hátterének vizsgálata. 2. CélkitűzésEK

Dolgozatomban az alumínium által okozott toxicitást, a fém felvételét, a felvételt meghatározó biotikus és abiotikus tényezőket vizsgáltam. Arra kerestem a választ, hogy a gyökér környezetének karbonát tartalma és bizonyos nem patogén mikroorganizmusok milyen módon hatnak az alumínium felvételére és megoszlására a vizsgált növényeknél. Kerestem a választ arra, hogy milyen összefüggés van az alumínium felvétel, a tápoldat karbonát tartalma és pH-ja, valamint a tápoldat mikroorganizmusai között. Vizsgáltam, hogy mikroorganizmusok milyen szerepet játszhatnak a növények tápanyagellátásában. Kísérleteimben arra is kerestem a választ, hogy a vizsgálati növények által felvett alumínium hogyan oszlik meg a levél apoplazmája és szimplazmája között. A mikroorganizmusokat a Phylazonit MC-vel juttattam a tápoldatba. A szer kedvező hatása ismert a mezőgazdasági termelésben, viszont nem tudjuk milyen a hatással van a nehézfémterhelésnek kitett növények fiziológiájára. A dolgozat egyik célja annak a kérdésnek a megválaszolása, hogy mérsékelhető-e az alumínium toxikózis a Phylazonit MC alkalmazásával? 3. Irodalmi áttekintés

3.1. Az alumínium növényélettani szerepe

Az alumínium a föld szilárd kérgének mintegy 8%-át alkotja. Ásványi talajokban az oldható alumínium koncntrációja kevesebb, mint 1 mgL-1. A pH 5,5 fölé emelkedésével ez az érték jelentősen csökken. A növények egy része képes elviselni a szöveteiben és talajban, vagy a tápoldatban is a magas alumínium koncentrációt. Nincs meggyőző bizonyíték arra, hogy az alumínium, akár az akkumulátor fajoknál, esszenciális elem lenne. Ugyanakkor többen kimutatták a talaj, vagy a tápoldat alacsony alumínium koncentrációjának kedvező hatását a növények növekedésére (Foy, 1983). A

3

kukorica, a cukorrépa növekedésére kedvező hatású alumínium koncentráció 71,4-185 µM volt. Az egyik leginkább alumínium toleráns növény a tea esetében 1.000 µM-nál határozott növekedésserkentést figyeltek meg (Matsumoto et al., 1976), sőt még 6.400 µM alumínium koncentrációnál is hasonló hatást tapasztaltak (Konishi et al., 1985). A kísérletekben alkalmazott magas alumínium koncentráció azonban általában alacsonyabb, mint a tényleges, a fiziológiailag aktív koncentráció. Ennek oka az alumínium komplexképződése és precipitációja miatti oldékonyság csökkenés. A tényleges alumínium koncentráció kevésbé ismert, viszont lényegesen alacsonyabb, mint az alkalmazott koncentráció (Asher, 1991). Alacsony aluminium koncentrációt alkalmazva az alumínium toleráns kukorica (Clark, 1977) gyökérnövekedésének fokozódását tapasztalták. Ezt a hatást a gyökérsüveg méretének növekedésével és az apikális merisztémák fokozott aktivitásával hozták összefüggésbe (Bennet and Breen, 1989). Az alacsony alumínium koncentrációkkal végzett kísérletek fő problémája az, hogy a legtöbb esetben a tápoldat alumíniummal szennyezett. Azt tapasztalták, hogy az alumínium mentes tápoldaton nevelt növények gyökereinek az alumínium koncentrációja 50-10 mg Al egy kilogramm szárazanyagra vonatkoztatva (Bollard, 1983). Az alumínium növekedésre kifejtett kedvező hatásának fiziológiája nem eléggé ismert. Feltételezett, hogy másodlagos hatásról van szó, más elemek toxikus hatásának mérséklésével hathat (Asher, 1991). Ezt a feltételezést támasztja alá az a kísérlet, amelyben azt tapasztalták, hogy 49 µM alumínium koncentrációt alkalmazva a földimogyoró hajtás és gyökér növekedése fokozódott, ugyanakkor a cink felvétele és koncentrációja a hajtásban erősen mérséklődött. Alumíniumadagolás nélkül a cink toxikus koncentrációt ért el a növényben (Suthipradit, 1991; Asher, 1991). Búza esetében az alacsony talaj pH kedvezőtlen hatását mérsékelték alumíniumadagolással (Kinraide, 1993). 3.2. Az alacsony pH (savanyú ásványi talajok) szerepe az alumínium toxicitásban

A savanyú talajok a termés mennyiségét meghatározó tényezők a Világ számos térségében. A legjellemzőbb kedvezőtlen hatásukat az alábbiak szerint foglalhatjuk össze:

a megnövekedett H+ koncentráció Ζ H+ toxicitás növekszik a felvehető alumínium mennyisége Ζ alumínium toxicitás növekszik a felvehető mangán mennyisége Ζ mangán toxicitás csökken a felvehető makro-kationok mennyisége Ζ magnézium, kalcium és kálium hiány 4

csökken a foszfor, a molibdenát felvehetősége Ζ foszfor és molibdenát hiány gátolt gyökérnövekedés és vízfelvétel Ζ tápanyaghiány, szárazság stressz, növekvő tápanyag kimosódás, csökkenő citokinin termelés.

A felsorolt tényezők jelentősége a növény fajától, genotípusától, a talaj típusától, szerkezetétől, levegőzöttségétől és a klimatikus tényezőktől függ. A trópusi Amerika savanyú talajainak 70%-án alumínium toxicitás, kalcium és magnézium hiány van, és csaknem az egész területen foszforhiány, illetve a talaj fokozott foszfor kötő képessége figyelhető meg (Sanzhes and Salinas, 1981). A jelentős SO2 kibocsátással hozzák összefüggésbe az európai és észak-amerikai erdőtalajok savasodását, és ennek eredményeként alumínium toxikózist és az erdőterületek pusztulását figyelték meg. A megnövekedett oldékonyságú alumínium toxicitást okozott (Murach and Ulrich, 1988), ugyanakkor számos tápanyag koncentrációja és felvétele csökkent. Általános tünetként észlelték a magnézium és a kalcium hiányt (Liu and Huettl, 1991). Az alumínium a plazmalemma Ca2+ csatornáinak (Huang et al., 1992b) és a magnézium transzport-protein kötőhelyeinek gátlásával (Rengel and Robisnson, 1989) hat. Elfogadott, hogy a növények alumínium és a mangán toleranciája a savas talajokhoz való alkalmazkodás kulcsa (Howeler, 1991). Az alumínium toxikózis egyik legáltalánosabb tünete a csúcsi merisztémák kálcium hiánya (Foy et al., 1969). Kálciumadagolással még a nagyon szenzitív kukorica fajták alumínium toxikózisát is mérsékelni tudták (Rhue and Grogan, 1977). Az alumínium toxikus hatása a gyökereken keresztül érvényesül (Taylor, 1988). A gyökérnövekedés gátlásának erőssége a lehetséges indikátora az alumínium toxicitással szembeni genotípusos különbségeknek. Az alumínium toxicitás két párhuzamos úton hat, tápanyag hiányt indukál és csökkenti a gyökerek növekedését (Tan et al., 1992). Az alumínium toxikózis által okozott mérsékelt gyökérnövekedés foszfor hiányt és egyéb, a növekedést meghatározó tényező gátlását eredményezi. A kisebb gyökérzet

kevesebb

tápanyagot és vizet képes felvenni, csökken a citokinin termelő képessége is. A hajtás növekedése csökken. Ezt az állítást támasztja alá, hogy az alumínium növekedés gátló hatását citokinin adagolással meg tudták szüntetni (Pan et al., 1989). Az alumínium a gyökér apikális zónájának merisztémájára hat. A sejtosztódás gátlása az alumínium toxicitás gyors válaszreakciója. Az alumínium kötődik a gyökérsüveg sejtjének DNS-éhez (Matsumoto, 1991; Lüttge and Clarkson, 1992), ezáltal gátolja a sejtosztódást. 5

Az alumínium a gyökérkéreg és az endodermisz plazmalemmájának külső felületéhez kötődve megváltoztatja annak funkcióját (Haug and Shi, 1991). Az alumínium (Al3+) mintegy 560-szor nagyobb affinitással képes a plazmalemma bizonyos foszfolipidjeihez kötődni, mint a kalcium (Akeson et al., 1989). Az alumínium csökkenti a gyökérsüveg perifériális sejtjeinek mucilage kiválasztását. Ezt a hatást összefüggésbe hozzák a megnyúlás és bizonyos szignalizációs folyamatok mérséklődésével (Moore et al., 1990). Az Al2(SO4)3 ugyanakkor nem fitotoxikus, ami megkülönböztetett gyakorlati jelentőséggel bír, ugyanis lehetővé teszi a gipsz (CaSO4) alkalmazását az alumínium fitotoxikus hatásának mérséklésére (Marschner, 1995). A szulfát és a gipsz CaCO3-hoz viszonyított jobb oldékonysága miatt, a gipsz és a gipsz tartalmú foszfor műtrágyák sokkal hatékonyabbak az altalaj savasságának mérséklésére, mint a mész (Alva and Sumner, 1990). Tápoldathoz szilíciumot adva jelentősen csökkenteni tudták az alumínium toxikózis okozta növekedés gátlást (Barcelo et al., 1993). Az alumínium toxikus hatását szántóföldi körülmények között a talaj szerves komponensei mérséklik. Adams és Moore (1983) kísérletében kimutatta, hogy szervesanyag szegény altalajon nevelt szója gyökérnövekedését már a 4 µM Al koncentráció is gátolta, míg a szerves anyagban gazdag felső talajon a 134 µM Al koncentráció sem volt gátló hatású. A mulcs (Duong and Diep, 1986) és a zöldtrágya (Hue and Amien, 1989) használatával hatékonyan csökkenteni tudták az alumínium toxicitást a savas talajokon. A szerves savak is nagy jelentőséggel bírnak az Al-toxicitás mérséklésében. A detoxifikáló hatás erőssége citromsav > oxálsav > almasav > borostyánkősav sorrendű. A citromsav hatását pH 3,5-6,0 között találták a leghatékonyabbnak (Martin, 1988). Citromsav jelenlétében jelentősen mérséklődik a gyökerek alumínium koncentrációja a citromsav mentes közeghez viszonyítva. Magyarországon, Gyöngyös környékén végzett kutatási eredmények szerint, a kezeletlen talajokban az összes és a felvehető ionkészlet jelentős hányada az alumínium. Barna erdőtalajban (Gyöngyös), az összes Al-készlet 29.600 mg*kg-1, míg az ebből felvehető mennyiség 127 mg*kg-1 volt.

Ugyanezek az értékek cink esetében 87 és 7

mg*kg-1 (Fodor, 2002). Az ipar és a bányászat nehézfém emissziója jelentős. Ajka belterületén, a városi porban 21 toxikus elemet mutattak ki, legnagyobb mennyiségben az alumíniumot. Az elemek felhalmozódtak a fák leveleiben. Az eredmény: a városközpont fáinak pusztulása. Az erőmű és a timföldgyár közelében még jelentősebb volt az Al és az Fe felhalmozódása (Csathó, 1994). 6

3.3 Az alumínium-tolerancia természete

Az alumínium tolerancia legáltalánosabb esete az alumínium akkumulációja („includer” növények). A Proteacea félék ebbe a csoportba tartoznak (Chenery and Sporne, 1976). A tolerancia másik csoportját az un. „excluder” növények alkotják, ezek az alumíniumot kizárják az érzékeny kompartmenekből. Az adaptációnak ezt a két formáját az 1. ábra szemlélteti. 1. ábra A savas talajhoz való alkalmazkodás növényi stratégiái Marschner (1995) után.

7

ALKALMAZKODÁS TIPUSAI

STRESSZTOLERANCIA *Erős szöveti tolerancia a toxikus fémekkel (Al, Mn) szemben. „Includer” *Alacsony tápanyag igény *A tápanyagok hatékony retranszloká-ciója és kompartmenizációja.

A STRESSZ ELKERÜLÉSE *Az Al és a Mn kizárása az érzékeny helyekről „Excluder” *A toxikus fémek felvételből való kirekesztése a gyökerek által indukált változások révén *Nagy hatékonyságú tápanyagfeltárás *kedvező mikroorganizmusok Olyan trópusi esőerdőkben, ahol a két adaptációs mechanizmus növényei együtt élnek a levelek présnedvének alumínium koncentrációja igen tág határok között (10 mgL-1 – 4780 mgL-1) mozgott (Cuenca et al., 1990). A termesztett növények között kevés az Alakkumulatív. Ilyen növény a tea, amelynek idős levelei több mint 30 mgxg-1(sz.a.) alumíniumot tartalmaznak (Matsumoto et al., 1976). A tea nem csupán elviseli a magas alumínium koncentrációt, de növekedését jelentősen serkenti (Konishi et al., 1985). Az alumínium növekedés serkentő hatását mészkedvelő növények esetében is megfigyelték (Pegtel, 1987), bár nem tudni, hogy ezek a növények miért tartoznak az includer csoportba. Az alacsony alumínium koncentráció serkentő hatását többen kimutatták (Foy, 1983), de a mechanizmus nem tisztázott. A Brassica campestris különösen érzékeny az alacsony pH-ra.A 0,6-1,2 µM alumínium koncentráció megszüntette az alacsony pH által okozott proton toxicitást (Kinraide and Parker, 1990). A toleráns növények jelentős része kirekeszti az alumíniumot a hajtásából. Olyan toleráns fajták, mint a rozs és a sárga virágú csillagfürt 3-4 mg g-1sz.a. alumíniumot képes akkumulálni a gyökér csúcsi részében, még a gyökérnövekedés gátlása előtt (Horst and Göppel, 1986b), de az alumínium kompartmenizációja nem ismert. Az alumínium toxicitás szempontjából érzékeny sejt kompartmennek számít: a citoplazma, a kalmodulinhoz kapcsolódás miatt (Suhayda and Haug, 1985), a plazmamembrán apoplazma felőli felszíne, az apoplazma és a perifériális gyökérsüveg sejtek. Búzánál tapasztalták, hogy 8

alumíniumkezelésre három új fehérje jelenik meg a toleráns fajták citoplazmájában (Ownby and Hruschka, 1991). A membránpotenciál (Wagatsuma and Akiba, 1989), az alumínium kötődésének erőssége a membránhoz (Caldwell, 1989) az alumínium tolerancia eltételezett összetevői lehetnek. Ryan és mtsai (1994) búzánál tapasztalták, hogy az alumínium toxicitás Na+ és Mg2+ adagolással megszüntethető. Feltételezik, hogy az alumínium toxicitás alapja az alumínium kötödése a speciális membrán helyekhez, vagy a bejutása a citoplazmába. Mindkét folyamat gátolható kompetitív ionok adagolásával. Hasonló következtetésre jutott Ishikawa és mtsai. (2001). Feltételezik, hogy az alumínium tolerancia alapja az Al-stressznek kitett membránok integritása, permeabilitása. A rizoszféra pH 5 fölé emelkedésével csökken az oldható alumínium koncentrációja, ugyanakkor toxicitása nő. Tápoldatos kísérletben az alumínium toleráns fajták jobban növelték a tápoldat pH-ját, mint az érzékeny fajták (Foy and Fleming, 1982). Szigorúan ellenőrzött tápoldat pH-nál azt tapasztalták, hogy a fehér csillagfürt toleránsabb volt pH 4,1nél, mint pH 4,5-nél (Grauer and Horst, 1990). A gyökér által kiválasztott szerves anyagok, mint a mucilage és a szerves savak kulcs szerepet játszanak a védekezési mechanizmusban. Egyes genotípusoknál az alumíniummal szembeni tolerancia tízszeresére emelkedett, amikor a gyökér mechanikai sértése miatt a gyökér által kiválasztott szerves anyagok mennyisége megnövekedett. A gyökérsüveg által kiválasztott mucilage különösen erősen köti az alumíniumot. Búza fajtáknál pozitív összefüggést tapasztaltak a tolerancia és a mucilage kiválasztás között (Puthota et al., 1991). Alumínium hiányában a toleráns Atlas fajta mucilage termelése háromszorosa volt, mint az érzékeny Viktor fajtáé. Ez utóbbi fajta mucilage kiválasztása már 20 µM alumínium adagolása esetén is jelentősen csökkent. A toleráns fajta esetében ezt a csökkenést 400 µM alumíniumadagolásnál tapasztalták. A gyökerek által kiválasztott szerves savak közül a citromsav szerepe kiemelkedő. A citromsav a védelmi funkción túl lehetővé teszi a nehezen oldódó foszforformákból a foszfor felvételét. Szenzitív búza fajtáknál gyökércsúcsiban 5-10-szer nagyobb alumínium akkumuláció mértek, mint a toleráns fajták esetében, ugyanakkor a toleráns fajták almasav kiválasztása 5-10-szer nagyobb volt (Delhaize et al., 1993). A szerves savak kiválasztását a magas alumínium koncentráció és a csökkenő felvehető foszfor egyaránt indukálja. A toleráns növényfajták között szembetűnő különbség van abban, hogy melyik szerves savat választják ki alumínium stressznek kitéve. A közismerten alumínium toleráns tea (Camellia sinensis var. sinensis cv. Yabukita) oxalát kiválasztása 0,4 mM alumínium 9

kezelés hatására tízszerese volt a kontroll növényeknél mért értéknek, míg a citrát és a malát kiválasztása elhanyagolható volt (Morita et al., 2001). A növény alumínium toleranciáját újabb kutatások szerint három tényezővel magyarázzák. Az alumínium felvételének gátlásával, szerves savak kiválasztásával (Ma and Miyasaka, 1998) és a micilage fokozott termelésével (Miyasaka and Hawes, 2001). Mások különös jelentőséget tulajdonítanak a gyökérsüveg, un. határsejtjeinek. Ezek a speciális funkciójú sejtek jelentik az érintkezési felületet a gyökérsüveg és a talaj között (Hawes és mtsai. 2000). Kimutatták, hogy ezeknek a határsejteknek megkülönböztetett jelentőségük van az alumínium toleranciában (Brigham et al., 2001). Az alumínium tolerancia, a tápanyagellátás és a gyökerek által kiválasztott fenolos természetű anyagok közötti kapcsolatra mutatott rá Wagatsuma és mtsai. (2001). Megállapították, hogy foszforhiányos tápoldaton nevelt kukorica növények Al-toleranciája nagyobb volt, mint a teljes, vagy a N, Mg és K hiányos tápoldaton nevelt kukorica növényeké. A foszforhiányos tápoldaton nevelt kukorica gyökereinek oldható fenol tartalma kétszerese volt a kontrollénak. Klorogénsavat, lumogalliont, morint, pirogallolt vagy hematoxilint adva a tápoldathoz megszüntették az alumínium toxikus hatását. A fenolok védelmi funkciója az alumíniummal szembeni nagy asszociációs állandójukkal magyarázható (Tam and McColl, 1990).

A

foszforhiányos tápoldaton nevelt dohány növények Al-toleranciáját is a szövetek magasabb fenol tartalmával hozták összefüggésbe. A magas fenol tartalom antioxidáns hatású volt, ami megóvta a membránokat a peroxidatív bontástól (Yamamoto et al., 1998). Az alumínium rezisztens kukorica (Zea mays L. var. Sikuani) fajta gyökereit vizsgálva azt tapasztalták, hogy az alumínium koncentrációt 20 µM-ról 50 µM-ra emelve a flavonoid típusú fenolok (katechin, quercetin) szintje jelentősen, az össz-fenol szintje ugyanakkor tízszeresére emelkedett. Megállapították, hogy a flavonid típusú fenolok komplexet képeznek az alumíniummal (Kidd et al., 2001). A reakciót morinnal (2’,3,4’,5,7-pentahydroxyflavon) tették láthatóvá . A morin és a katechin szerkezete nagy hasonlóságot mutat. Egyes kutatások szerint a gyökér környezetének magas alumínium tartalma egy hormon alapú szignalizációs rendszeren keresztül indukálja a szerves anyagok fokozott kiválasztását. A búza gyökereinek oxalát kiválasztását vizsgálva kimutatták, hogy ABA (abszcizinsav) kezeléssel hasonló eredményt értek el, mint alumínium stresszel (Ma et al., 2001). A növényi hormonok szerepét a tápanyagfelvétellel kapcsolatos szignalizációs mechanizmusban mások is kimutatták (Lévai and Kovács, 2001). 10

3.4. A hidrokarbonát szerepe a toxikózis kialakulásában

A talaj vagy a táptalaj pH-ja meghatározza a növény növekedését a tápanyagok hozzáférhetőségén és a mikroorganizmusok aktivitására gyakorolt hatásán keresztül. A karbonátok, foszfátok és szulfátok oldékonysága a pH csökkenésével nő. Az alacsony pH kedvező a K+, Ca2+, Mg2+, Al3+, Cu2+, és Mn2+ felvehetőségére is. A foszfor és szulfát valamint az alapvető kationok fokozott hozzáférhetősége általában pozitívan hat a termés mennyiségére is. Ugyanakkor ez a fokozott oldékonyság a talaj tápanyagban való elszegényedéséhez vezet csapadékos időjárás, vagy humid klíma esetén. Ekkor ugyanis a könnyen oldódó tápanyagokat a csapadék kimossa a termőrétegből. Az alacsony pH mellett nő a nehéz fémek oldékonysága is, ami számos növényre toxikus. Azt tapasztalták, hogy az Al3+ és a Mn2+ fokozottan hozzáférhető a savas talajokon, ami humán- és növényegészségügyi szempontból is káros (Wolf, 1999). A gyökerek által indukált talaj pH-változásban a leglényegesebb tényező az anion/kation felvétel aránya és ennek megfelelően a H+, HCO3-, vagy OH- és a szerves savak kiválasztása. A szerves savakat a talaj mikroorganizmusai is termelhetik, aktivitásukat a gyökerek által kiválasztott szerves anyagok és a talajban termelődő CO2 stilmulálják. Ugyanakkor a jól szellőzött talajokon a talaj eredetű CO2-nek a talaj pH-ára gyakorolt szerepe elhanyagolható, ugyanis a CO2 gyorsan diffundál a talajból (Nye, 1986). Nem hanyagolható el a talajok puffer kapacitása sem. Megállapították, hogy ez a talaj eredeti pH-jától és a szerves anyag tartalomtól függ elsősorban. A talaj legalacsonyabb puffer kapacitását akkor tapasztalták, amikor a talaj eredeti pH-ja 6,0 volt. Az eredeti pH növekedésével és csökkenésével a talaj puffer kapacitása is nőtt (Schaller and Fischer, 1985; Nye, 1986). A talaj pH-ját befolyásolja az emberi tevékenység is. Az alkalmazott műtrágyák a kation/ anion felvételi arányon keresztül hatnak a talaj pH-ra.

Az egyik legjelentősebb hatást a

rizoszféra pH-ára nitrogén műtrágyák fejtik ki, az éves (Marschner and Römheld, 1983) és az évelő fajok esetében is. A nitrát nitrogén alkalmazása magasabb nettó HCO3- kiválasztással, illetve kisebb H+ felhasználással jár, mint amilyen a H+ kiválasztás mértéke, míg ammónium nitrogén alkalmazásakor a helyzet fordított. Semleges, vagy bázikus talajokon a rizoszféra savasodása az ammónium nitrogén alkalmazásakor növeli a gyengén oldható kalciumfoszfátok mobilitását és ezért kedvez a növények foszfát (Gahoonia et al., 1992) és a mikroelemek, a bór, a vas, a mangán és cink felvételének (Reynolds et al., 1987). Savanyú talajokon a nitrát alkalmazása növeli a pH-t. Ez ugyancsak kedvez a foszfát felvételének,

11

ugyanis a kiválasztott HCO3- lecseréli a vashoz és az alumínium oxidokhoz kötött foszfátot (Gahoonia et al., 1992). Szoros összefüggést találtak a savanyú talajokon található foszforhiányos gyepek esetében a foszforban elszegényedett rizoszféra és a rizoszféra pHjának emelkedése között (Armstrong és Helyar, 1992). Feltűnő különbségek mérhetők az eltérő növényfajok rizoszféra pH-jában nitrát nitrogén adagolásakor. A hajdinát (Raij és van Diest, 1979) és a borsót (Marschner és Römheld, 1983) vizsgálva nagyon alacsony rizoszféra pH-t találtak a búzához és a kukoricához viszonyítva. Feltételezik, hogy ezek a genotípusos különbségek a kation/anion felvétel eltérő arányából adódnak (Bekele et al., 1983). A szimbionta nitrogén kötő növények szintén befolyásolják a talaj pH-t. A 10 tonna/ha/év szénatermést adó lucerna esetében a gyökerek savasító hatását 600 kg/ha CaCO3 –tal mérték egyenértékűnek (Nyatsanaga és Pierre, 1973). Ez a tapasztalat figyelmeztet arra a veszélyre is, hogy a tartósan nitrogénkötő, pillangósokkal hasznosított területeken, a talaj savanyodása miatt megnövekszik az oldható mangán és az alumínium mennyisége, amely toxikózist eredményezhet (Bromfield et al., 1983 a; b). A rizoszféra pH gyökerek által indukált változásai kapcsolatban vannak a növények tápanyagellátottságával is. Ismert a cink hiányos gyapot és más kétszikű növények (Cakmak és Marschner, 1990) valamint a vas-hiányos nem-fűféle növények (Römheld, 1987) rizoszférájának savasodására. Mindkét példa esetén a nettó proton kiválasztás növekedése szorosan összefügg a kation/anion felvétel arányával. Vas-hiányban ez a savasodás akkor is megfigyelhető, amikor a növényeket nitráttal tápláljuk (Grinsted et al., 1982). Az optimálistól eltérő talaj pH sajátos stresszorként is hathat. Ez a hatás lehet direkt, amikor az alacsony, vagy magas pH közvetlenül hat a gyökerekre, illetve lehet indirekt, amikor meghatározza a talajból felvehető tápanyagok mennyiségét. Mindkét hatás megfigyelhető savanyú talajokon, ahol a növények növekedését számos tényező befolyásolhatja. Közvetlen hatás a magas H+ koncentráció, míg közvetett hatás az alacsony pH által indukált Mn és Al toxicitás, illetve számos tápelem (pl. Ca, Mg, P, Mo) hozzáférhetetlensége (Adams, 1981). A talajban lévő mikroelemek oldékonysága és felvehetősége általában csökken a pH emelkedésével. Ennek oka az emelkedő pH-val fokozódó adszorpció és precipitáció. Tápoldatos kísérletekben azt tapasztalták, hogy a tápanyagok felvehetősége pH 6,0-6,5 között a legjobb, miközben a legtöbb tápoldat koncentrációja természetes módon pH 5,0 és 6,0 közötti. Islam és mtsai.(1980) kimutatták, hogy a növények egészséges növekedéséhez szükséges tápelemek koncentrációja a szövetnedvben akkor optimális, ha a tápközeg pH-ja 12

5,5. A pH, mint természetes stressz, hatása vitathatatlan a növények növekedésére és a tápanyagok felvételére. Nehéz ugyanakkor mérsékelni a pH kedvezőtlen hatásait, annak ellenére, hogy számos termesztési körzetben komoly erőfeszítéseket tesznek a növények normális növekedésének érdekében (Alam et al., 1999). A növények által felvett tápanyagok szállítása és célsejtekbe jutása bonyolult folyamatok összessége. A szövetnedv pH-ja, hasonlóan a talaj, vagy a tápoldat pH-jához, meghatározhatja a már felvett tápanyagok bejutását a sejtekbe. 3. 5. A nehézfémek és a talaj

A toxikus nehézfémek különböző mozgékonyságú formákban vannak jelen a talajban. A folyadékfázisban hidratált ionként, oldható szerves és szervetlen komplex vegyületek formájában, valamint finom diszperz lebegő kolloidok alkotórészeként találhatók. Szilárd fázisban pedig oldhatatlan csapadékokban, a szerves és szervetlen kolloidok felületén kicserélhető és specifikusan adszorbeált állapotban, illetve a szilikátok kristályrácsában fordulnak elő. A különböző formák között a rendszer tulajdonságai által meghatározott dinamikus egyensúly áll fenn. Nagy mennyiségű nehézfém talajba kerülésekor az adszorpció és a csapadékképződés válik dominánssá. A talaj savanyodásakor viszont jelentősen megnő a mobilis ionok mennyisége, amely súlyos környezeti károkat okozhat (Filep, 1988). A nehézfémek a talajban a szilárd fázis kolloidjaihoz kötődnek, vagy beépülnek a szilikátok rácsszerkezetébe. A szervetlen (ásványi) és szerves (humusz) kolloidok, valamint az ezek kapcsolódásával keletkezett szerves-ásványi kolloidok meghatározóak a kolloidok nehézfém adszorbeálásában. Az ásványi kolloidokhoz tartozó agyagásványok mennyisége, összetétele nagyban befolyásolja a nehézfémek kötődését a talajban. A kovasav, valamint a Fe- és Alhidroxidok, mint kolloid sajátosságú amorf gélek szintén részt vesznek a nehézfémek fixációjában (Filep, 1987; Stefanovics et al., 1999). 3.6. A mikroorganizmusok szerepe, a fémionok felvételében

A talaj mikrobiális élete és a növények tápanyagfelvétele között szoros összefüggés van. Általában kedvezően befolyásolják a tápelemek felvételét. Hatásuk összetett. A mikroorganizmusok is jelentős mennyiségű szerves anyagot választanak ki a talajba, gyakran a rizoszférába. Ezek az anyagok oldhatóvá teszik a talaj nehezen oldódó tápanyagait, pl. a foszfort, és a vasat. Ez a hatásuk általánosnak tekinthető. Adott körülmények között elősegíthetik az alumínium felvételét is. A növény-talaj-mikroorganizmus kölcsönhatás sokoldalú, bonyolult kapcsolatrendszert jelent (Pethő,2002). Az agrotechnikai módszerek

13

megfelelő alkalmazásával a mikroorganizmusok a növénytermesztés fő segítői, támogatói lehetnek. A mikroorganizmusok számos csoportja, ide sorolva az Arthrobacter, a Bacillus, Enterobacter, Serratia és Pseudomonas fajokat, közvetlenül hatnak a szója (Glycine max L.) növekedésére (Kloepper et al, 1986). Ugyanakkor a burgonya és a cukorrépa rizoszférájából izolált mikroorganizmusoknak csupán az 1-4%-a hatott kedvezően a növekedésre. Ezek többségükben a Pseudomonas fajokhoz tartoztak, kedvező hatású szervesanyagot, növekedésszabályozókat és antibiotikumokat termelnek. A mikroorganizmusok tápanyagfelvételt segítő hatása két alapvető tényezőre vezethető vissza: 1. fokozzák a tápanyagok feltáródását, mobilitását, 2. közvetlenül növelik a tápanyagfelvételt. Korai kutatások eredményeként tisztázódott (Gerretsen, 1948; Katznelson and Bose, 1959), hogy az inokulált baktériumok elősegítették a foszfor felvehetőségét a szerves foszfátok mineralizációját fokozták, az oldhatatlan foszfátot oldhatóvá tették. A mikroorganizmusok által termelt kis molekulájú szerves vegyületek a szideroforok. Ezek nagy affinitással kötik az Fe3+-at de más fémionokat is. (Neilands and Leong, 1986). Szinte valamennyi aerob és a fakultatívan aerob baktériumok jelentős része termel sziderofort, a különbség a sziderofor termelés intenzitásában van. A mikroorganizmusok sziderofor termelő hatékonysága függ a talaj pH-jától. A talaj pH csökkenésével nő többek között a vas és az alumínium oldékonysága, hozzáférhetősége, mobilitása. Ez a sziderofor termelést csökkentő tényező (Scher and Baker, 1980). A rizoszférában élő baktériumok jelentős része növényi növekedésszabályozókat is termel (Brown, 1974). A növényi hormonok lehetséges szerepe az alumínium toleranciában ismert. A mikroorganizmusok által termelt hormonok közvetett szerepet játszhatnak az alumínium toleranciában. A mikroorganizmusok kedvező hatása csak megfelelő talajfeltételek mellett érvényesül. Levegőtlen talajon, alacsony pH mellett, a mikrobiális aktivitás eredményeként fokozódhat a mangán és az alumínium felvétele, ami toxikózishoz vezet (Warden, 1991). 4. Anyag és módszer

A növényeket a Debreceni Egyetem Agrártudományi Centrum (DE ATC) Növénytani és Növényélettani Tanszékének laboratóriumában neveltem. A minták vételére is itt került sor. A minták kémiai analízisét a DE ATC Műszerközpontja végezte, az egyéb méréseket a tanszéken végeztem.

14

Kísérleti növényként cukorrépát (Beta vulgaris L. convar. Crassa provar. Altisima cv. Cecília), illetve uborkát (Cucumis sativus L. cv. Rajnai fürtös) használtunk. A drazsírozott cukorrépa vetőmagokat a Szerencsi Cukorgyár Rt. bocsátotta rendelkezésünkre. A Phylazonit MC-t a Phylaxia Pharma Rt biztosította. A Phylazonit MC koncentrációja 1 ml/L volt a tápodatban. A cukorrépa drazsírozott magvait nedves szűrőpapírra helyeztük, majd 1 cm vastagságú sterilizált földdel takartuk. A talaj a DE ATC Kismacsi Kísérleti Telepéről származott. A csíráztatás termosztátban 20 °C-on történt. A 2,5 – 3,0 cm hipokotillal rendelkező cukorrépa csíranövényeket tápoldatra helyeztük. A nevelés kezdeti szakaszában egy 2,5 L-es edénybe 8-10 növény került, majd 2 lombleveles állapotban a növényeket 1 L-es edényekbe helyeztük át, egy edénybe egy darab növényt tettünk. A tápoldatot kétnaponta cseréltük, a levegőztetés folyamatos volt. Az ismétlések száma 4 volt. Az uborka magvait nedves szűrőpapír között csíráztattuk, úgy, hogy a csíranövények polaritása természetes legyen. Így egyenes növekedésű hypokotilt és gyökeret kaptunk, ami a további kezeléseket megkönnyítette. A termosztát hőmérséklete 22 °C volt. A 4 cm-es hipokotilú uborka csíranövényeket tápoldatra helyeztük. Egy edénybe 10 növény került. Az edények 2,5 L-esek voltak. Két lombleveles kortól az uborka növényeket is egyedileg neveltük a cukorrépánál leírtak szerint. A növényeket válogattuk, a kísérletbe csak az azonos fejlettségű növények kerültek. Az ismétlések száma 4 volt. A növények nevelése az 1-2. sz. képeken láthatók. Az alumínium -Al2(SO4)3- végső koncentrációja a tápoldatban 10-4 M, illetve 10-3 M volt. Vizsgáltuk az alumínium és más fémionok megoszlását a levélben. Mértük az apoplazma és a szimplazma nehézfém tartalmát. Ezekhez a mérésekhez a kezelt levelekből 4x15 db, egyenként 10 mm átmérőjű levélkorongot vettünk, majd a levélkorongokat 20 ml-es üvegekbe helyeztük és 5 ml 10-2 M-os Na-EDTA-t pipettáztunk a korongokra. A korongokat szabályozott vákuumtérbe helyeztük és váltakozva 200- és 1005 mbar-ral kezeltük. A 200 mbar erős vákuum, a mezofillum sejtközötti járataiból kiszívja a levegőt. A légköri nyomás visszaengedésével (1005 mbar) juttattuk a Na-EDTA-át a mezofillumba. Az eljárást többször ismételve kimostuk a mezofillum apoplazmájában lévő, gyengén kötött ionokat. A mosófolyadék (Na-EDTA) és a levélkorongok iontartalmát külön-külön mértük.

15

1. kép: Az Na-EDTA vákuuminfiltrációjához használt készülék.

Mértük a levelek relatív klorofilltartalmát. Méréseinkben SPAD-egységek (unitok) szerepelnek. A növények neveléséhez az alábbi összetételű tápoldatot használtam: 2,0 mM Ca(NO3)2, 0,7 mM K2SO4, 0,5 mM MgSO4, 0,1 mM KH2PO4, 0,1 mM KCl, 10 µM H3BO3, 1 µM MnSO4, 1 µM ZnSO4, 0,25 µM CuSO4, 0,01 µM (NH4)6Mo7O24. A tápoldat hidrokarbonát (NaHCO3) koncentrációja 10 mM volt. A növények a vasat 10-4 M FeEDTA formában kapták. A hajtásokat és a gyökereket is 80 C°-os szárítószekrényben súlyállandóságig szárítottuk. A gyökerek felületén kötött ionokat 0,1n HCl-as, a sósav maradékokat desztillált ízes öblítéssel távolítottuk el. A minták megvételére a növények 5-6 leveles állapotában került sor. Az elem meghatározáshoz, a klorofill méréshez és az elemek megoszlásának vizsgálatához az uborka legfiatalabb, de már teljesen kifejlett leveleit használtuk. Ez a kísérleteinkben a 2. leveleket jelentette. A középértékektől való eltérések szélsőértékeit a táblázatban, vagy a táblázatok alján jelöltük. A minták ion tartalmát OPTIMA 3300DV ICP-OA (Perkin-Elmer) spektrofotométerrel, a relatív klorofill tartalmat SPAD-502 (MINOLTA, Japán) Chlorophyll Meter-rel, a tápoldat pH-ját OPTIMA 200A (USA) készülékkel mértük. A súlymérésekhez Ohaus (Svájc) tipusú analitikai mérleget használtunk.

16

A környezeti feltételek szabályozottak voltak: a fényintenzitás 220 µEm-2s-1, a hőmérséklet periodicitása 25/20 °C (nappal/éjjel), a relatív páratartalom (RH) 65-75%, a megvilágítás/ sötét periódus 16 h/8 h volt. 4.1. A Phylazonit MC

A Phylazonit MC többhasznú, baktérium tartalmú biotrágya. A szabadalmi leírások szerint három lényeges alkalmazási területe van. 1; a talaj nitrogéntartamának gazdagítása és foszfor felvehetőségének javítása, 2; nagy rosttartalmú tarlómaradványok mineralizációjának gyorsítása és 3; a talajélet serkentése. A Phylazonit MC viszkózus folyadék, mely két baktériumot, az Azotobacter chroococcumot (1-2 x 109 db/cm3) és a Bacillus megatheriumot (1-2 x 108 db/cm3) tartalmazza. A Phylazonit MC-t a Magyar Találmányi Hivatal HU 207 751 A és HU 213 163 B számok alatt lajstromba vette. A forgalombahozatali és felhasználási engedélyt az FVM Környezetvédelmi és Agrárkörnyezetgazdálkodási Főosztálya 45289/1999. szám alatti okiratában adta meg. A Biokultúra egyesület 6/1999. szám alatt kiállított tanúsítványa szerint a Phylazonit MC a biogazdálkodásban ajánlott termék. A Svéd Mezőgazdasági Minisztérium 20 5135/98 számú határozatával engedélyezte a Phylazonit MC svédországi forgalomba hozatalát. 2004-ben, a Vajdaságban több ezer hektárt kezeltek a szerrel. Magyarországon az Eastern Sugar érdekeltségi körébe tartozó termelőknél az alkalmazandó technológia részévé tették. Az Ukrán Mezőgazdasági Minisztérium előrejelzése szerint több tízezer hektáron kívánják a szert alkalmazni. A DE ATC Növénytermesztési és Mezőgazdasági Növénytani és Növényélettani Tanszéke, valamint a Mosonmagyaróvári Mezőgadasági Egyetem által végzett szántóföldi kísérletekben a Phlylazonit MC hatása a termés mennyiségére és minőségére igen kedvező volt. Az eredmények biztosították az egyre szélesebb körben való elterjedést. Szántóföldi alkalmazáskor a dózis 10 L/ha. Ennek a költsége, 2004. évi áron számolva, kijuttatással együtt 7-9 eFt/ha. A cukorrépában, a tisztított cukorban mért termésnövekedés értéke: 40 eFt/ha, 50 t/ha termésátlagnál (2004. évi ipari adatok). Más növénykultúrákban is a bekerülési költség többszörös megtérülését regisztrálták. Nem ismert ugyanakkor a szer hatása és viselkedése nehézfémmel terhelt környezetben.

17

2. kép. A kísérleti növények előnevelése tápoldaton

3. sz. kép A kísérleti növények egyedi nevelése tápoldaton

18

5. Kísérleti eredmények

5.1. Az alumínium szerepe a kísérleti növények növekedésére

Az alumínium toxicitás legjellemzőbb hatása a növekedés gátlása. A hatás változó aszerint, hogy az alumínium milyen vegyületben van. Kísérleteinkben az Al2(SO4)3 10-4 és 10-3 M koncentrációjú oldatait használtuk.Az alumínium növekedésre kifejtett hatása nem egyértelmű, ugyanis számos esetben a növekedés serkentését tapasztalták, sőt egyes kutatók az alumíniumot szinergista elemnek tekintik. Tápoldatos kísérletben vizsgáltam az eltérő Al koncentráció hatását az uborka gyökereinek és leveleinek tömegére.

4.sz. kép. Eltérő Al-koncentrációjú tápoldaton nevelt uborka növények

Az eredményeket az 1. sz. táblázatban foglaltam össze. Friss tömeg

Száraz tömeg

Száraz tömeg

Hajtás

Hajtás

Gyökér

19

Kontroll 10-4 Al 10-3 Al

2,05 ± 0,37 1,94 ± 0,16 1,13 ± 0,08

0,17 ± 0,07 0,16 ± 0,06 0,10 ± 0,007

0,15 ± 0,01 0,13 ± 0,05 0,07 ± 0,006

1.táblázat Különböző koncentrációjú Al kezelések hatása az uborka hajtás és gyökér száraz és nedves tömegére (n=3 ± s.e.) (g*növény-1)

Mérési eredményeim szerint az alumínium toxikusan hatott, annak ellenére, hogy az alkalmazott alumínium vegyület a legkevésbé toxikus. A hatás koncentrációfüggő. Az uborka hajtás nyers és szárazanyag tömege is csökkent az alumínium koncentráció emelkedésével. A hatás hasonló volt a gyökerek esetében is. A hatás a 10-4 M Al esetén nem kifejezett. A hajtások élénk zöldek, a levelek turgeszcensek és terjedelmesek. A növények nem mutatják a toxikózist, sőt vizuálisan még fejlettebbeknek is tűnnek. Feltételezzük, hogy az alumíniummal kezelt növények szövetei lazábbak, a levél vékonyabb, így a látszólag nagy levélfelület tömege kisebb. A jelenség további vizsgálatokat igényel, hiszen a viszonylag magas Al koncentráció hatása látszólag szinergista a valóságban azonban mérséklődött a hajtások és a gyökerek szervesanyag felhalmozása. Szükséges az alacsonyabb, a 10-5 és a 10-6 M-os alumínium koncentrációk vizsgálata is. 5.2. A tápoldat mikroorganizmus és NaHCO3 tartalmának hatása az uborka szervesanyag felhalmozására

A nehézfémek, így az alumínium hatását is, a környezeti tényezők befolyásolják. A talaj, vagy a tápoldat pH-ja az egyik legfontosabb befolyásoló tényező. A környezet mikroorganizmusai is jelentős hatással lehetnek a fémionok felvételére. Vizsgáltam a tápoldat pH-ját emelő NaHCO3 és a baktérium tartalmú Phylazonit hatását. A Phylazonit Azotobactert fajokat tartalmazó biotrágya. A N-fixálás eredményeként megváltozik a talaj, vagy a tápoldat felvehető nitrogén tartalma, ez szintén hatással van a fémionok, különösen az alumínium felvételére. A kísérlet a 5-7. képeken láthatóak. Vizsgálataim eredményeit a 2. és 3. táblázatban foglaltam össze.

20

5. kép: Az alumíniummal és NaHCO3 –mal kiegészített tápoldaton nevelt uborka növények.

6. kép: Az alumíniummal és Phylazonit –tal kiegészített tápoldaton nevelt uborka növények.

21

Friss tömeg

Száraz tömeg

levél Kontroll NaHCO3 Phylazonit

levél

10-4M Al

10-3M Al

10-4M Al

1,84 ± 0,76 1,26 ± 0,34 2,10 ± 0,65

1,13 ± 0,09 0,88 ± 0,22 0,90 ± 0,44

0,15 ± 0,06 0,11 ± 0,03 0,23 ± 0,06

10-3M Al 0,10 ± 0,005 0,07 ± 0,02 0,08 ± 0,04

2. táblázat A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása az Al-stressznek kitett uborka növények levél tömegére (g*növény-1)

A levelek szervesanyagfelhalmozása az alkalmazott alumínium koncentráció függvénye. Az alumíniummal kezelt növények adatait tekintettük bázisnak. A Phylazonit és a NaHCO3 ellentétesen hatott. A NaHCO3 fokozta az alumínium kedvezőtlen hatását, a szervesanyag felhalmozás jobban mérséklődött. A Phylazonit hatása kedvező. 10-4 M alumínium koncentrációnál teljesen megszüntette az Al kedvezőtlen hatását. A hatás mindkét esetben komplex. A NaHCO3 már az alkalmazott 10 mM-os koncentrációban is jelentősen növelte a tápoldat pH-ját. A kontrollnál és Phylazonit kezelésnél a folyamatosan mért tápoldat pH sohasem érte el a pH 6 értéket a tápoldatcsere közötti időszak (48 óra) végére, addig a NaHCO3 esetében folyamatosan 8.0 feletti pH értékeket mértünk. Ismert a –HCO3- lugosító hatása. Feltételezzük, hogy esetünkben is a kedvezőtlen tápoldat pH-val magyarázható a mérsékeltebb szervesanyag felhalmozás, ugyanis a magasabb pH-án más tápelemek felvétele is akadályozott, és ez mérséklőleg hat a növekedésre is. A Phylazonit esetében más a helyzet. A tápoldatba juttatott mikrorganizmusok kedvezően hatottak. A mikroorganizmus-tápoldat-növény kölcsönhatás eredményeként mérséklődött az alumínium toxikus hatása. A mikroorganizmusok szervesanyag kiválasztása jelentős. A kiválasztott szervesanyagok többsége, az irodalmi adatok szerint, szerves anion. Ezek igen hatékonyan kötik az alumíniumot. A Phyalzonit kedvező hatása mögött az alumínium inaktiválódása, lekötődése lehet.

22

7. kép: A Phylazonit kezelés hatása az uborka hajtás –és gyökérnövekedésére.

Kontroll NaHCO3 Phylazonit

Száraz tömeg 10-4 M Al 10-3 M Al 0,90 ± 0,60 0,10 ± 0,006 0,30 ± 0,07 0,08 ± 0,04 0,98 ± 0,09 0,29 ± 0,01

3.táblázat A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása az Al-stressznek kitett uborka növények gyökér tömegére (g sz.a.*növény-1)

Az előző megállapítások igazak a gyökértömegre is. A NaHCO3 kezelés a gyökerek tömegét jelentősen csökkentette mindkét Al koncentrációnál. A Phylazonit hatása itt is kedvező volt, fokozta a gyökerek szárazanyag tömegét. A hatások komplexitását itt is feltételezzük. A gyökerek szervesanyag kiválasztása jelentős, amit a környezeti stressz hatások fokozhatnak. Ilyen környezeti stressz lehet a magas talaj, vagy tápoldat pH, de ilyen stressz a gyökerek nehézfém terhelése is. A gyökerek fokozott szervesanyag kiválasztása csökkenti a gyökerek felhalmozott szervesanyag készletét. Feltehetően ez a helyzet a NaHCO3-al kezelt és alumíniummal stresszelt növények esetében. A Phylazonit mikrobiális komponensei által

23

kiválasztott szervesanyagok mintegy tehermentesítik a gyökereket. Ez a fokozott szervesanyag felhalmozódásban is megmutatkozik. 5.3 A Phylazonit és NaHCO3 hatása a vizsgált ionok koncentrációjára eltérő intenzitású Al-stressznél az uborka növényekben

Az alumínium, de más fémionok felvételére is a savas közeg a kedvező. Ezért feltételeztük, hogy az alumínium hatása függ a felvételétől is. Minden olyan tényező, amely befolyásolja a fémion felvételét módosítja annak hatását is. Ismert példa a vas felvétele. Kétszikű növények vasfelvételének feltétele a rizoszféra elsavasodása. Emelkedő pH esetén számos tápelem, így a vas, felvétele akadályozott. Kísérletünk eredményei azt mutatják, hogy a Phylazonit mérsékelte, a NaHCO3 fokozta a alumínium növekedésgátló hatását. A NaHCO3 jelentősen növelte a tápoldat pH-ját. A fokozott növekedésgátlás feltételezett oka a tápelemek felvételének általános gátlása. A Phylazonit hatása komplexebb. Kompenzálta az alumínium növekedésgátló hatását, úgy, hogy közben a tápoldat pH-ja csökkent, vagy alig változott. A NaHCO3 fokozott gátlásának természetét és a Phylazonit kedvező hatását vizsgálva, alumíniummal terhelt környezetben mértük a kísérleti növényeink elemkoncentrációját. Az eredményeket a 4-7. táblázatok szemléltetik.

8. kép: Kontroll tápoldaton nevelt uborka növények.

24

9. kép: Az alumíniumot és Phylazonitot tartalmazó tápoldaton nevelt uborka növények.

10. kép: Az alumíniumot és NaHCO3 tartalmazó tápoldaton nevelt uborka növények.

25

Kezeletlen Kontroll (10-4 Al) 10-4 Al +Phyl. 10-4 Al +NaHCO3

Al

Fe

Mn

Zn

24,2 68,4 23,9 44,6

194 139 143 303

61,3 17,6 51,9 72,2

75,63 52,1 67,8 48,2

4.táblázat. A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelem koncentrációjára a 10-4 M Al-ot tartalmazó tápoldatokban nevelt uborka 2.kifejlett leveleiben (mg*kg-1 sz.a.)

Kísérleteinkben a 2. kifejlett levelet vizsgáltuk. Ennek oka, hogy ezek a levelek éppen befejezték növekedésüket, az anyagcseréjük egyensúlyban van, ezért az öregedéssel járó leépítő és az intenzív anyagcserével járó felépítő folyamatok nem befolyásolták a méréseinket. A 10-4 M Al kezelés csak az alumínium koncentrációját növelte a levélben, a többi vizsgált elem koncentrációja csökkent. Az alumínium kezelést Phylazonittal kiegészítve mérséklődött az alumínium koncentrációja a levélben, a kontroll értéke alá került. A többi elem koncentrációja nem érte el a kontroll értéket, de meghaladta a csak alumínium kezelt növényeknél mért koncentrációkat. A Phylazonit toxikózist mérséklő hatása itt is megmutatkozik. A NaHCO3-tal kiegészített tápoldaton nevelt növényeknél a vizsgált tápelemek koncentrációja ellentmondásos. Az Al koncentrációja kontroll feletti, de kisebb, mint a csak alumínium kezelést kapott növényeknél mért érték. Nehezen magyarázható a vas nagy koncentrációja. A hidrokarbonát a talajban és az apoplazmában is gátolja a vas felvételét a kétszikű növényeknél. Így még olyan esetben is tapasztalhatunk vasklorózist, amikor a levelek vastartalma magas. A talaj magas karbonát/mész tartalma megakadályozza a vas felvételét, a levelek vasklorózist mutatnak, a jelenség a mészklorózis. Látens vashiányról a levelek esetében beszélünk. A tünet itt is a klorózis, miközben a levél vastartalma megfelelő, de az apoplazma magas hidrokarbonát tartalma megakadályozza a vas bejutását a sejtekbe.

26

Kezeletlen Kontroll (10-4 Al) 10-4 Al +Phyl. 10-4 Al +NaHCO3

Al 131 8057 7577 8412

Fe 1046 974 1140 909

Mn 30,9 8,71 23,7 111

Zn 40,1 34,7 66,1 58

5.táblázat A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelemek koncentrációjára a 10-4 M Al-ot tartalmazó tápoldatokban nevelt uborka gyökereiben (mg*kg-1 sz.a.)

A gyökerek és a hajtások elemtartalma közötti különbség számos okra vezethető vissza. A gyökerek Donnan-szabadhelyein sok ion kötődik. Ezek jelentős része nem jut be a szimplazmába. A gyökérsejtekbe bejutott ionok elszállítása, a hajtásba való eljuttatása is számos tényező függvénye. A xylem nedv pH-ja, a karbonátok mennyisége alapvetően határozza meg a hajtásba irányuló tápanyagtranszportot. A felvett ionok kötődhetnek, komplexeket képezhetnek a szállítás során. Nem meglepő tehát, hogy ugyanazokat az elemek koncentrációját vizsgálva jelentős eltéréseket kapunk. Az alumínium toxicitás célszerve a gyökér. A kontrollhoz viszonyított Al koncentráció valamennyi kezelésnél magas volt. Mérsékelten ugyan, de a Phylazonit itt is csökkentette a gyökerek Al koncentrációját, míg más elemek esetében kontroll közeli értékeket mértünk. A NaHCO3 fokozta a gyökerekben mért Al koncentrációt. A mangán koncentrációját több mint háromszorosára növelte. A NaHCO3 növekedésgátlásának oka alumíniummal terhelt környezetben az is lehet, hogy a fokozott mangán felvétel gyökreakciókat indíthat el. A 4. és az 5. táblázat adatainak összevetéséből az is kitűnik, hogy az alumínium és a vas jelentős mennyisége a gyökérben marad, a hajtásba irányuló transzportjuk akadályozott. A mangán és a cink megközelítően azonos koncentrációi a levélben és a gyökérben arra utalnak, hogy transzportjuk a növényben nem akadályozott a vizsgált stressz körülmények között.

27

Kezeletlen Kontroll (10-3 Al) 10-3 Al +Phyl. 103Al +NaHCO3

Al 24,2 78,6 134 40,5

Fe 194 103 174 142

Mn 61,3 9,82 26,6 77,1

Zn 75,63 39,6 48,3 40,3

6.táblázat A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelem koncentrációjára a 10-3 M Al-ot tartalmazó tápoldatokban nevelt uborka 2.kifejlett leveleiben (mg*kg-1 sz.a.)

Az alumínium stressz hatását tízszeresére fokoztuk. A vizsgált elemek koncentrációi, az alumínium kivételével csökkentek. A Phylazonit kiegészítés kedvező hatása még ennél az alumínium koncentrációnál is érvényesült, igaz nem olyan kifejezetten. Meglepő ugyanakkor, hogy a NaHCO3 kiegészítés esetében mért elem koncentrációk alig különböznek a 10-4 Al stressznél mért eredményektől. Feltételezzük, hogy a hatás mögött a tápoldat pH csökkenése van. Magas pH-án az alumínium részben felvehetetlen, ezért a nagyobb alumínium koncentráció arányosan magasabb stressz hatása nem érvényesülhet.

Kezeletlen Kontroll (10-3Al) 10-3 Al +Phyl. 10-3Al +NaHCO3

Al 131 25818 43379 12330

Fe 1046 977 2263 1877

Mn 30,9 7,39 6,75 145

Zn 40,1 37,9 30,3 54,9

7.táblázat A NaHCO3 és a Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelemek koncentrációjára a 10-3M Al-ot tartalmazó tápoldatokban nevelt uborka gyökereiben (mg*kg-1 sz.a.)

Az intenzívebb alumínium stressz jelentősen növelte a gyökérben mért alumínium koncentrciót. Az alkalmazott kezelések módosító hatása nem lényeges. A Phylazonit és a hidrokarbonát már nem képes mérsékelni a magas alumínium koncentráció okozta stressz hatást. Sőt a Phylazonit jelentősen fokozta a gyökerek Al-koncentrációját ennél az Alkezelésnél. Ismert az Al hatása a határhártyák tulajdonságaira. A toxikus hatás mögött itt is a plazmalemma tulajdonságainak megváltoztatását és a szabadgyökök fokozott képződését feltételezzük. Mérési eredményeink azt mutatják, hogy a NaHCO3 és a Phylazonit jelentősen befolyásolják a hajtás és a gyökér tápelem koncentrációját. Szembetűnő a hatás a gyökér esetében. A gyökérben mért Al-koncentráció magas, ez még jelentősen emelkedik NaHCO3 kezelés 28

hatására. A növekedésgátlás okaként feltételezzük az alumínium okozta gyökérnövekedés gátlást. A kisebb gyökérzet miatt csökkenhet a nitrogén és a foszfor felvétele. Meglepő ugyanakkor, hogy a NaHCO3 kezelés fokozta a vizsgált fémionok felvételét, a cink kivételével. A Phylazonit mérsékli a stressz hatást 10-4 M alumínium kezelésnél. 5.4. A NaHCO3 és a Phylazonit hatása a vizsgált elemek megoszlására az uborka levelek szimplazmája és apoplazmája között, eltérő Al- stressz hatására

Az alumínium toxicitás kialakulásának feltétele, hogy a fém bejusson az érzékeny sejtkompartmenekbe. Ilyen érzékeny hely a citoplazma és a plazmalemma, de általában a membránok is. Vizsgáltuk ezért az alumínium és más fémionok megoszlását a kezelt növények leveleinek apoplazmája és szimplazmája között. Az eredményeket az 8. és 9. táblázat mutatja.

Apoplazma Apoplazma+Phyl. Apoplazma+NaHCO3 Szimplazma Szimplazma+Phyl. Szimplazma+NaHCO3

Al 0,162 0,138 0,115 734 523 448

Fe 2,54 2,68 2,46 317 355 204

Mn 0,035 0,174 0,184 13,3 38,2 95

Zn 3,01 1,88 1,51 257 238 214

(a középértéktől való eltérés 4-8 %). 8.táblázat A vizsgált elemek megoszlása a kezelt uborka növények 2. kifejlett leveleinek az apoplazmájában és a szimplazmájában Phylazonit és NaHCO3 kezelés hatására a 10-4 Al tartalmú tápoldaton nevelt uborka növényeknél (mg*kg-1 sz.a.).

Apoplazma Apoplazma+Phyl. Apoplazma+NaHCO3 Szimplazma Szimplazma+Phyl. Szimplazma+NaHCO3

Al 0,298 0,184 0,176 1020 898 476

Fe 3,06 3,73 2,55 483 755 351

Mn 0,037 0,035 0,226 16,2 21 49,2

Zn 2,43 2,34 2,33 372 743 248

(a középértéktől való eltérés 4-8 %) 9.táblázat A vizsgált elemek megoszlása a kezelt uborka növények 2. kifejlett leveleinek az apoplazmájában és a szimplazmájában Phylazonit és NaHCO3 kezelés hatására a 10-3 Al tartalmú tápoldaton nevelt uborka növényeknél

29

Az apoplazmában lévő ionok koncentrációjának meghatározásához Na-EDTA-ás infiltrációs kivonást alkalmaztunk. A levélben lévő ionok két tér között oszlanak meg alapvetően. Az apoplazmás tér a sejtközötti járatokat, a sejtfalat jelenti. Ebben a térben az ionok szabadon, vagy sejtfalhoz elektrosztatikusan kötötten találhatók. Az EDTA-ás kivonással a szabad és a gyengébben kötött ionok távolíthatók el. A sejtfalhoz, vagy a plazmalemma apoplazma felőli részéhez kötött ionok többnyire a helyükön maradnak. Így az apoplazmában mért ionkoncentráció alacsonyabb a ténylegesnél, a szimplazmás viszont magasabb. A szimplazma a plazmadezmákkal összekötött élő sejtek összessége. Határfelülete a plazmalemma. A szimplazmában lévő ionok többnyire aktívan jutnak a sejtbe, az alkalmazott módszerrel nem moshatók ki, viszont a mért értéket torzítja a korábban említett probléma. Mérési eredményeink azt mutatják, hogy az alkalmazott alumínium stressz hatását a Phylazonit és a NaHCO3 mérsékelte. Mindkét Al-koncentrációnál jelentősen csökkent az apoplazma és a szimplazma alumínium koncentrációja. A Phylazonit kezelés hatására növekedett mindkét kompartment vas koncentrációja. A szimplazma mangán koncentrációja jelentősen emelkedett NaHCO3 kiegészítés hatására. Ez a fokozott vasfelvétellel együtt hátrányos, ugyanis fokozza a szabadgyökök képződésének lehetőségét. Intenzívebb Alstresszt alkalmazva a Phylazonit kezelés növelte a szimplazma cink koncentrációját. Ilyen hatást nem tapasztaltunk az alacsonyabb Al-koncentráció esetén. Feltételezzük, hogy a magasabb Al-stressz védekezési mechanizmust indukál. Ennek része lehet a szuperoxid diszmutáz aktivitás (vagy szintézis) emelkedése. A szuperoxid diszmutáz cink tartalmú enzim, mennyiségi növekedése indukálhatja a szimplazma magasabb Zn-koncentrációját. Az összefüggés bonyolult, ugyanis az alumínium stressz szabadgyök képződést generál, a rizoszféra mikroorganizmusok által termelt szervesanyagok, hormonok speciális szignált jelentenek, a „jelek” erőssége függhet a környezet nehézfémterheltségétől. A mikroorganizmusok kémiai jelei cink-felvételi mechanizmusokat indukálhatnak. A fokozott cink tartalom, vagy a mikroorganizmusok kémiai jelei önállóan, vagy a kalmodulin rendszeren keresztül indukálhatják a szuperoxid diszmutáz fehérjéinek szintézisét. A felvázolt összefüggés hipotetikus, bár egyes elemeinek működésére vannak irodalmi utalások. 5.5. A kezelések hatása a relatív klorofill tartalomra

A levelek elemtartalma meghatározza a klorofill tartalmukat is. Az alumínium toxikus, növekedés gátló hatása összefügg a csökkent fotoszintézissel, a szervesanyag termelés mérséklésével. A levelek klorofill tartalma és fotoszintetikus aktivitása között szoros

30

összefüggés van. A levelek relatív klorofill tartalmának alakulását a különböző kezelések hatására a 10. táblázatban foglaltuk össze. Mérési időpontok a csírázást követően 17.nap 20.nap Kontroll 48,90 ± 0,70 44,26 ± 0,92 -4 10 M Al 44,80 ± 1,55 44,30 ± 1,60 10-4M Al +NaHCO3 43,40 ± 1,75 41,66 ± 1,15 -4 10 M Al+Phylazonit 42,30 ± 0,81 40,83 ± 1,19 10-3M Al 48,20 ± 0,45 45,66 ± 2,15 10-3M Al +NaHCO3 43,56 ± 2,30 46,86 ± 1,90 -3 10 M Al+Phylazonit 48,34 ± 1,40 46,50 ± 1,96

23.nap 38,80 ± 1,80 36,56 ± 1,05 34,53 ± 1,15 41,03 ± 1,49 46,16 ± 2,83 42,40 ± 1,83 40,60 ± 1,73

10. táblázat Az eltérő kezelések hatása a tápoldaton nevelt uborka növények 2. kifejlett leveleinek relatív klorofill tartalmára (Spad index).

A relatív klorofill tartalom minden kezelésnél viszonylagosan magas. Valamennyi kezelésnél csökkenést tapasztalunk az idő függvényében. Az alkalmazott Al koncentrációk eltérő intenzitású stresszként is hatnak. A Phylazonit hatása kifejezett. A 10-4 M Al kezelés esetén a 23. napon a Phylazonit kezelésnél mértük a legmagasabb relatív klorofill tartalmat, ami részben magyarázza a szer általános kedvező hatását. A 10-3M-os Al-kezelés fokozta a klorofill tartalmat a méréseink szerint. Ennél az alumínium koncentrációnál a növekedésgátlás már kifejezett. A magasabb klorofill tartalom oka az lehet, hogy az alumínium nem gátolja magát a klorofill szintézisét, de a levéltömeg kisebb, így az azonos klorofill tartalom a kisebb levél tömegben nagyobb relatív értéket ad. A táblázat adataiból az is kitűnik, hogy az alkalmazott kezelésekkel szemben a klorofill szintézis nagy rezisztenciával bír. 5.6. A Phylazonit hatása a Nitrogén-hiányos tápoldaton nevelt uborka növényekre

A Phylazonit egyik legáltalánosabb hatása, hogy N-kötő képessége miatt növeli a felvehető nitrogént a talajban. Az Azotobacter nitrogénkötő képességét meghatározza a közeg tápanyagellátása. A bőséges felvehető nitrogén gátolja a nitrogénkötést. Kísérletünkben arra kerestük a választ, hogy milyen mértékben képes kompenzálni a Phylazonit az eltérő nitrogén hiányt. A mutató itt is a relatív klorofill tartalom. A teljes nitrogén koncentráció 10 és 50% -át, valamint nitrogén hiányos tápoldatot egészítettünk ki Phylazonittal. Az eredményeket a 11. táblázat mutatja.

SPAD INDEX 17.nap 20.nap

23.nap 31

Teljes tápoldat -N+Phyl. 10%N+Phyl. 50%N+Phyl.

48,9 ± 0,70 47,5 ± 1,40 45,2 ± 1,80 43,1 ± 0,51

44,2 ± 0,92 41,3 ± 1,55 39,3 ± 0,75 37,4 ± 1,85

38,8 ± 1,80 37,4 ± 1,40 38,4 ± 1,84 35,1 ± 1,26

11. táblázat A Phylazonit MC hatása a N-hiányos tápoldaton nevelt uborka 2. kifejlett leveleinek relatív klorofill tartalmára

Az eltérő időpontokban mért eredmények szerint a Phylazonit képes kompenzálni a nitrogén hiányt. A hatás a teljes N-hiánynál a tűnik a legkifejezettebbnek. A tápoldat N-tartalma gátolta az Azotobacter aktivitását kísérleteinkben. Ennek tudható be, hogy a tápoldat N-tartalmának növekedésével csökkent a Phylazonit hatása. A tápoldatos kísérleteink adatai megegyeznek a szántóföldi kísérletek eredményeivel. Cukorrépánál alkalmazott Phylazonit kezelés 150 kg N/ ha műtrágya adagot kompenzált. 5.6.1.A Phylazonit hatása a nitrogénhiányos tápoldaton nevelt uborka növények elemtartalmára. A nitrogén a növény növekedéséhez, fejlődéséhez nélkülözhetetlen. Hiányában szinte valamennyi életfolyamat csökkent intenzitású lesz. Kisebb lesz a levélfelület, ez eredendően meghatározza szervesanyag termelést. Előző kísérletünkben azt tapasztaltuk, hogy a Phylazonit bizonyos határok között kompenzálni tudta a nitrogén hiányát. Hatása érthető, hiszen az Azotobacter szabadon élő, nitrogén kötő baktérium. A baktérium nitrogénkötő képessége véges. Ez különösen igaz tápoldatos kísérletekben. Nem csupán azért, mert a tápoldat nem a legmegfelelőbb közeg az Azotobacter számára, hanem azért is, mert a tápoldatos kísérletek sajátossága a viszonylag rövid futamidő és a tápoldat gyakori, esetünkben kétnaponkénti cseréje. A tápoldat csere alkalmával jelentősen csökken a baktériumszám, ugyanis a tápoldat kiegészítése Phylazonittal minden esetben azonos mennyiséggel történt. A nitrogénhiányos, Phylazonittal kiegészített tápoldaton nevelt növények elem koncentrációit a 12-13. táblázat tartalmazza.

32

11. kép: A nitrogén hiányos tápoldatokban nevelt uborka növények.

Teljes tápoldat -N+Phyl 10%N+Phyl 50%N+Phyl

Al 24,4 20 41,3 29,9

Fe 194 110 185 230

Mn 61,3 51,2 70,5 98,8

Zn 75,63 64,8 77,3 94,2

(a középértéktől való eltérés 4-8,6%) 12.táblázat A Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelemek koncentrációjára a N-hiányos tápoldatokban nevelt uborka 2.kifejlett leveleiben (mg*kg-1 sz.a.)

Kontroll -N+Phyl 10%N+Phyl 50%N+Phyl

Al 131 107 150 184

Fe 1046 575 821 1758

Mn 30,9 30 123 89

Zn 40,1 56,8 59,5 45,7

(a középértéktől való eltérés 3,8-9%) 13.táblázat A Phylazonit MC hatása a vizsgált tápelemek koncentrációjára a N-hiányos tápoldatokban nevelt uborka gyökereiben (mgxkg-1 sz.a.)

33

A mérési eredmények egyértelműen mutatják, hogy a tápoldat nitrogén tartalmának emelkedésével a legtöbb elem koncentrációja emelkedett a levélben és a gyökérben is. Az eredmény némileg ellentmond a korábbi megállapításnak, mely szerint a tápoldat növekvő nitrogén tartalma mérsékli a Phylazonit kompenzációs hatását. Valószínű, hogy a klorofill szintézise prioritást „élvez” a fiatal, fejlődő növények szintetikus folyamatai között, így a Phylazonit kompenzációs hatása is észrevehető. Ugyanakkor a növény teljes nitrogén igényének kielégítéséhez a tápoldatos kísérletekben, az ilyen kísérletek korlátjai miatt, nem volt képes. Vitathatatlan ugyanakkor, hogy a rizoszféra mikrobiális aktivitása a növények növekedését és fejlődését meghatározza. A növény-talaj-mikroorganizmus rendszerben egyre nagyobb figyelmet kapnak a mikroorganizmusok, hiszen alkalmazásukkal mérsékelni lehet a kémiai szerek felhasználását. További kutatások feladata olyan törzsek előállítása, amelyek versenyképesek a talaj mikroorganizmusai között. Amennyiben állandósítani lehet a kedvező hatású baktériumok magas számát a talajban, úgy a biogazdálkodásra való áttérés is kisebb terméskiesésekkel valósítható meg. 6. Az eredmények megvitatása

A levelek szervesanyagfelhalmozása az alkalmazott alumínium koncentráció függvénye. A Phylazonit és a NaHCO3 ellentétesen hatott. A NaHCO3 fokozta az alumínium kedvezőtlen hatását, a szervesanyag felhalmozás jobban mérséklődött. A Phylazonit hatása kedvező. 10-4 M alumínium konentrációnál teljesen megszüntette az Al kedvezőtlen hatását. A NaHCO3 már az alkalmazott 10 mM-os koncentrációban is jelentősen növelte a tápoldat pH-ját. A Phylazonit kezelésnél a folyamatosan mért tápoldat pH sohasem érte el a pH 6 értéket a tápoldatcsere közötti időszakban, addig a NaHCO3 esetében folyamtosan 8.0 feletti pH értékeket mértünk. Ismert a –HCO3- lugosító hatása. Feltételezzük, hogy NaHCO3 esetében a kedvezőtlen tápoldat pH-val magyarázható a mérsékeltebb szervesanyag felhalmozás, ugyanis a magasabb pH értéken más tápelemek felvétele is akadályozott, és ez mérséklőleg hat a növekedésre is. A mikroorganizmus-tápoldat-növény kölcsönhatás eredményeként mérséklődött az alumínium toxikus hatása. A mikroorganizmusok szervesanyag kiválasztása jelentős. A kiválasztott szerves anyagok hatékonyan kötik az alumíniumot. A Phylazonit kedvező hatása mögött az alumínium inaktiválódása, lekötődése lehet. A NaHCO3 kezelés a gyökerek tömegét is jelentősen csökkentette mindkét Al koncentrációnál. A Phylazonit hatása itt is kedvező volt, fokozta a gyökerek szárazanyag

34

tömegét. A gyökerek fokozott szervesanyag kiválasztása csökkenti a gyökerek felhalmozott szervesanyag készletét. Feltehetően ez a helyzet a NaHCO3-al kezelt és alumíniummal stresszelt növények esetében. A Phylazonit mikrobiális komponensei által kiválasztott szervesanyagok mintegy tehermentesítik a gyökereket. Ez a fokozott szervesanyag felhalmozódásban is megmutatkozik. Kísérleti eredményeinket számos irodalmi adat is igazolja. A közeg pH-ját számos kutató meghatározónak találta az Al toxicitás kialakulásában (Sanzhes and Salinas, 1981; Murach and Ulrich, 1988). Az európai erdők Al-toxikózisát a talajok savanyodásával magyarázták. Kísérleteinkben a tápoldat pH-ját NaHCO3-tal növeltük. A kezelés nem csökkentette a várt mértékben az Al toxikus hatását. Eredményeink arra mutatnak, hogy a talaj-növénymikroorganizmus rendszerben megkülönböztetett szerepe van a közeg pH-jának. Ennek az érzékeny rendszernek az egyensúlya meghatározó a növények tápanyagfelvételében és nehézfémtoleranciájában is. Az Al kezelések hatására több elem csökkent koncentrációját mértük. Eredményeink alátámasztják Tan és mtsai. (1992) feltételezéseit, mely szerint az Altoxikózis oka a növények mérsékeltebb tápanyagfelvétele és gátolt gyökérnövekedése. A mangán esetében viszont kifejezetten magasabb értékeket mértünk Al stressz hatására. Feltételezzük, hogy a mangán szerepet játszhat a növekedést hátrányosan befolyásoló gyökreakciókban. A mikroorganizmusok szerepére már a korábbi kutatások is rámutattak (Gerretsen, 1948; Katznelson and Bose, 1959). A megkülönböztetett szerepük ellenére nem kaptak megfelelő helyet az alkalmazott mezőgazdasági technológiákban. Ennek oka feltehetően a mezőgazdsági termelésre nehezedő teljesítménykényszer volt. Napjainkban fokozottan előtérbe kerül a biogazdálkodás, melynek egyik leghatékonyabb eszköze a baktérium alapú biotrágya. Kísérleteinkben a Phylazonit kedvező hatását mutattuk ki.Az Al-mal streszelt környezetben a Phylazonit mérsékelte a toxikózist. Hatását komplexnek ítéljük. A tápoldat pH-ján, a nitrogénkötésen és a jelentős szervesanyag kiválasztáson keresztül hathatott kedvezően. Kísérleti eredményeink alátámasztják a mások által publikáltakat (Kloepper and mtsai. 1986; Neilands és Leong, 1986; Warden, 1991). Kísérleteinkben, ellentétben másokkal ( Asher, 1991), nem tudtuk kimutatni az alumínium szinergista, kedvező hatását a vizsgált kísérleti növényeknél.

35

7. Összefoglalás

Kísérleteimben az eltérő intenzitású alumínium stressz hatását vizsgáltam uborka növényeken. Néztem a külső környezeti tényezők és a stressz hatás kapcsolatát. Mértem a vizsgálat növények tömeggyarapodását, a levelek és a gyökerek szárazanyag tömegét. A klorofill tartalom mérésével arra kerestem a választ, hogy a stressz milyen mértékben befolyásolja az egyik leglényegesebb növényfiziológiai folyamat, a fotoszintézis alapját biztosító klorofill mennyiségét. A környezeti tényezők közül a talaj és a tápoldat pH-ját befolyásoló hidrokarbonát és a biotikus tényezők közül az Azotobacter chroococcum és a Bacillus megatheris hatását vizsgáltam. E két baktériumot a Phylazonit MC kereskedemi néven kapható biotrágya tartalmazza. Kísérletei eredményként megállapítottam, hogy a kedvező hatású baktériumok alkalmazásával jelentősen csökkenteni lehet az alumínium toxikus hatását. A Phylazonit kedvezően hatott a növények hajtás és tömeggyarapodására, a klorofill tartalomra és fokozta a növény védekezési reakcióiban fontos tápelemek felvételét. Irodalomjegyzék

Adams, F. (1981). Nutritional imbalances and constraints to plant growth in acid soils. J. Plant Nutr. 4. 81.p.

Adams, F. and Moore, B.L. (1983). Chemical factors affecting root growth in subsoil horizons of coastal plain soils. Soil.Sci.Soc.Am. 47, 99-102.

Akeson, M., Munns, D. and Burau, R.G. (1989). Adsorption of Al3+ to phosphatidylcholine vesicles. Biochem.Biophys. Acta 986, 33-40.

Alam, S. M., Naqui, S. S. M., and Ansari, R. (1999). Impact of Soil pH on Nutrient Uptake by Crop Plants. In: Handbook of Plant and Crop Stress 2nd Ed. 51-60.p. Edited: Mohammad Pessarakli, Marcel Dekker AG, Basel.

Alcántara, E., Ginhas, A.M., Ojeda, M.A., Benítez, M.J. and Benlloch, M. (2001). Metal accumulation by different plant species grown in contaminated media. In ’Plant NutritionFood Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.460-461. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands. 36

Alva, A.K. and Sumner, M.E. (1990). Amelioration of acid soil infertility by phosphogipsum. Plant Soil 128, 127-134.

Armstrong, R. D. and Helyar, K. R. (1992). Changes in soil phosphate fractions in the rhizosphere of semi-arid pasture grasses. Aust. J. Soil Res. 30. 131-143. p.

Asher, C.J. (1991). Benefitial elements, functional nutrients, and possible new essential elements. In ’Micronutrients in Agriculture’ second edition (J.J. Mortvedt, F.R. Cox, L.M. Shuman and R.M. Welch, eds.) pp.703-723. Soil Sci. Amer. Book Series No.4, Madison, WI, USA.

Barcelo, J., Guevara, P. and Poschenrieder, C. (1993). Silicon amelioration of aluminium toxicity in teosinte (Zea mays L. ssp. mexicana). Plant Soil. 154, 249-255.

Bekele, T., Cino, B. J., Ehlert, P. A. I., van der Mass, A. A. and van Diest, A. (1983) An evaluation of plant borne factors promoting the solubilization of alkaline rock phosphates. Plant Soil 75. 361-378.p.

Bennet, R.J. and Breen, C.M. (1989). Towards understanding root growth responses to environmental signals. The effect of aluminium on maize. S. Afr. J. Sci. 85, 9-12. Bollard, E.G. (1983). Involvement of unusual elements in plant growt and nutrition. In ’Encyclopedia of Plant Physiology, New Series’ (A. Läuchli and R.L. Bielski, eds. Vol. 15B, pp. 695-755. Springer Verlag, berlin and New York.

Brigham, L.A., Hawes, M.C. and Miyasaka, S.C. (2001). Avoidance of aluminium toxicity: Role of root border cells. In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of AgroEcosystems. Pp.452-453. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

37

Bromfield, S. M., Cumming, R. W., David, D. J., and Williams, C. H. (1983a). Change in soil pH, manganese and aluminium under subterranean clover pasture. Aust. J. Exp. Agric. Anim. Husb. 23. 181-191.p.

Bromfield, S. M, Cumming, R. W., David, D. J. and Williams, C. H. (1983b). The assessment of available manganese and aluminium status in acid soils from subterranean clover pastures of various age. Aust. J. Exp. Agric. Anim. Husb. 23.192-200.p.

Brown, M. E. (1974). Seed and root bacterization. Annu. Rev. Phytopatol. 12: 181-197.

Cakmak, I., and Marschner, H. (1990). Decrease in nitrate uptake and increse inproton release in zinc deficient cotton, sunflower and buckwheat plants. Plant Soil 129. 261-268.p.

Caldwell, C.R. (1989). Analysis of aluminium and divalent cation binding to wheat root plasma membrane-bound Ca2+ and Mg2+- dependent ATPase. Physiol. Plant. 91, 233-241.

Chenery, E.M. and Sporne, K.R. (1976). A note on the evolutionary status of aluminiumaccumulators among dicotyledons. New Phytol. 76, 551-554.

Clark, R.B. (1977). Effect of aluminium on growth and mineral elements of Al-tolerant and Al-intolerant corn. Plant Soil. 47, 653-662.

Csathó, P. (1994). A környezet nehézfém szennyezettsége és az agrártermelés. Tematikus szakirodalmi szemle. Akaprint Kiadó. Budapest. Pp. 176.

Cuenca, G., Herrera, R. and Medina, E. (1990). Aluminium tolerance in trees of a tropical cloud forest. Plant Soil 125, 169-175.

Delhaize, E., Ryan, P.R. and Randall, P.J. (1993). Aluminium tolerance in wheat (Triticum aestivum L.). II. Aluminium-stimulated exretion of malic acid from root apices. Plant Physio. 103, 695-702.

38

Duong, T.P. and Diep, C.N. (1986). An inexpensive cultural system using ash for cultivation of soybean (Gycine max (L.) Merrill) on acid clay soils. Plant Soil 96, 225-237.

Filep, Gy. (1987). Talajtani Alapismeretek I. Általános talajtan. DATE Mezőgazdaságtudományi Kar, Debrecen, pp. 195.

Filep, Gy. (1988). Talajkémia. Akadémiai Kiadó, Budapest, pp.190.

Fodor, L. (2002). Nehézfémek akkumulációja a talaj-növény rendszerben. PhD értekezés, Veszprémi Egyetem Georgion Mezőgazdaságtudományi Kar Keszthely.

Foy, C.D. (1983). The physiology of plant adaptation to mineral stress. In ’The Plant Root and its Environment’ (E.W. Carson ed.), pp. 601-642. University press Virginia, Charlottesville.

Foy, C.D. and Fleming, A.L. (1982). Aluminium tolerances of two wheat genotypes related to nitrate reductase activities. J. Plant Nutr. 5, 1313-1333.

Foy, C.D., Fleming, A.L., Armiger, W.H. (1969). Aluminium tolerance of soybean varieties in relation to calcium nutrition. Agron.J. 61, 505-511.

Gahoonia, T. S., Claassen, N. and Jungk, A. (1992). Mobilization of phosphate in different soils by ryegrass supplied with ammonium or nitrate. Plant Soil 140. 241-248.p. Grauer, U.E.

and Horst, W.J. (1990). Effect of pH and nitrogene source on aluminium

tolerance of rye (Secale cereale L.) and yellow lupin (Lupinus luteus L.). Plant Soil 127, 13-21.

Gerretsen, F.C. (1948). The influence of microorganisms on the phosphate intake by the plant. Plant Soil 1: 51-81

39

Grinsted, M. J., Hedley, M. J., White, R. E. and Nye, P. H. (1982). Plant-induced changes in the rhizosphere of rape (Brassica napus var. Emerald) seedlings. I. pH change and the increase in P concentration in the soil solution. New Physiol. 91. 19-29.p. Gunsé, B., Poschenrieder, C. and Barceló, J. (2000). Env. Exp. Bot. 43, 73-81.

Haug, A and Shi, B. (1991). Biochemical basis of aluminium tolerance in plant cells. In ’ Plant-Soil Interactions at Low pH’ (R.J. Wright, V.C. Baligar and R.P. Murrmann, eds.) pp. 839-850. Kluwer Academic, Dordrecht, The Netherlands

Hawes, M.C., Gunawardena, U., Miyasaka S. and Zhao X. (2000). Trends in Plant Science. 128-132.

Horst, W.J.

and Göppel, H. (1986). Aluminium Toleraz von Ackerbohne (Vicia faba),

Lupine (Lupinus luteus), Gerste (Hordeum vulgare) and Roggen (Secale cereale). II. Mineralstoffgehalte in Spross und Wurzeln in Abhangigkeit vom Aluminium Angebot. Z. Pfanzenernahr. Bodenk. 149, 94-109.

Howeler, R. H. (1991). Indentfying plants adaptable to low pH conditions. In ’ Plant-Soil Interactions at Low pH’ (R.J. Wright, V.C. Baligar and R.P. Murrmann, eds.) pp. 885-904. Kluwer Academic, Dordrecht, The Netherlands

Huang, J.W., Shaff, J.E., Grunes, D.L. and Kochian, L. V. (1992). Aluminium effects on calcium fluxes at the root apex of aluminium-tolerant and aluminium sensitive wheat cultivars. Plant Physiol. 98, 230-237.

Hue, N.V. and Amien, I. (1989). Aluminium detoxification with green manure. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 20, 1499-1511.

Ishikawa, S., Wagatsuma, T. and Tawaraya, K. (2001). Effects of temporary contact with Al ions on the plasma-membrane permeability of root-tip cells in seven plant species. In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.510-511. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands. 40

Islam, A. K. M. S., Edwards, D. G. and Asher, C. J. (1980). pH optima for crop growth. Results of flowing solution culture experiment with six species. Plant Soil 54.339.p.

Katznelson, H., and Bose, B. (1959). Metabolic activity and phosphate dissolving capability of bacterial isolates from wheat roots, rhizosphere and non-rhizosphere soil. Can. J. Microbiol. 5: 79-85

Kidd, P.S., Poschenrieder, C. and Barceló, J. (2001). Does the root exudation of phenolics play a role in alumínium resistance in maize (Zea mays L.)? In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.504-505. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

Kinraide, T.B. (1993). Aluminium enhancement of plant growth in acid rooting media. A case of reciprocal alleviation of toxicity by two toxic cations. Physiol. Plant. 88, 619-625.

Kinraide, T.B. and Parker, D.R. (1990). Apparent phytooxicity of mononuclear hydroxyaluminium to four dicotyledonous species. Physiol. Plant. 79, 283-288.

Kloepper, J. W., Lifshitz, R. and Schroth, M. N. (1986). Pseudomonas inoculants to befenit plant production. Anim. Plant Sci. 60-64

Konishi, S., Miyamoto, S. and Taki, T. (1985). Stymulatory effects of aluminium on tea plants grown under low and high phosphorus supply. Soil. Sci. Plant Nutr. (Tokyo) 31. pp. 361-368.

Lévai, L. and Kovács, B. (2001). The influence of IAA and TIBA on iron concentration of maize seedlings. In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.154-155. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

41

Liu, J.C. and Huettl, R.F. (1991). Relations between damage symptoms and nutritional status of Norway spruce stands (Picea abies Karst.) in southwestern Germany. Fert.Res. 27, 9-22.

Lüttge, U. and Clarkson, D.T. (1992). Mineral nutrition: aluminium. In ’Progress in Botany Vol. 53’, pp. 63-77. Springer Verlag Berlin.

Ma, Z. and Miyasaka, S.C. (1998). Plant Physiol. 118, 861-865.

Ma, J.F., Zhang, W. and Zhao, Z. (2001). Regulatory mechanisms of Al-induced secretion of organic acids anions- Involvement of ABA in Al-induced secretion of oxalate in buckwheat. In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp. 486-487. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

Marschner, H. (1995). Mineral nutrition of higher plants. pp. 613. Academic Press, Second ed. U.K.

Marschner, H. and Römheld, V. (1983). In vivo measurmentof root-induced pH changes at the soil-root interface: Effect of plant species and nitrogen source. Z. Pflanzenphysiol. 111. 241-251.p.

Martin, R.B. (1988). Bioinorganic chemistry of aluminium. In ’ Metal Ions in Biological Systems Vol. 24: Aluminium and its Role in Biology’ (H.Sigel, ed.). pp. 1-57. Marcel Dekker, New York.

Matsumoto, H., Hirasawa, E., Morimura, S. and Takahashi, E. (1976). Localization of aluminium in tea leaves. Plant Cell Physiol. 17, 627-631.

Matsumoto, H. (1991). Biochemicak mechanism of the toxicity of aluminium and the sequestration of aluminium in plant cells. In ’Plant-Soil Interactions at Low pH’ (R.J. Wright, V.C. Baligar and R.P. Murrmann, eds.) pp. 825-838. Kluwer Academic, Dordrecht, The Netherlands 42

Miyasaka, S.C. and Hawes M.C. (2001). In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.452-453. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

Moore, R., Evans, M.L. and Fondreu, W.M. (1990). Inducing gravitropic curvature of primary roots of Zea mays cv. Agrotropic. Plant Physiol. 92, 310-315.

Morita, A., Fujii, Y. and Yokota, H. (2001). Effect of aluminium exudation of organic acid anions in tea plants. In ’Plant Nutrition-Food Security and Sustainability of Agro-Ecosystems. Pp.508-509. (W.J.Horst et al. eds.) Kluwer Academic Publishers. Printed in The Netherlands.

Murach, D. and Ulrich, B. (1988). Destabilization of forest ecosystems by acid deposition. Geo J. 17.2, 253-260.

Neilands, J. B. and Leong, S. A. (1986). Siderophores in relation to plant growth and disease. Annu. Rev. Plant Physiol. 37: 187-208

Nyatsanaga, T. and Pierre, W. H. (1973). Effect of nitrogen fixation by legumes on soil acidity. Agron J. 65. 936-940.p.

Nye, P. H. (1986). Acid base changes in the rhizosphere. In: Advances in Plant Nutrition Vol. 2. (Ed. Tinker B and Läuchli A) 129-153.p. Peager Scientific, New York.

Ownby, J.D. and Hruschka, W.R. (1991). Quantitative changes in cytoplasmatic and microsomal proteins associated with aluminium toxicity in two cultivars of winter wheat. Plant Cell Environ. 14, 303-309.

Pan, W.L., Hopkins, A.G. and Jackson W.A. (1989). Aluminium inhibition of shoot lateral branches of Glycine max and reversal by exogenous cytokinin. Plant Soil 120, 1-9.

43

Pegtel, D.M. (1987). Effects of ionic Al in culture solutions on the growth of Arnica montana L. and Deschampsia flexuosa (L.) Trin. Plant Soil 102, 85-92.

Pethő, M. (2002). Mezőgazdasági növények élettana. Akadémia Kiadó, Budapest.

Puthota, V., Cruz-Ortega, R., Johnson J. and Ownby, J. (1991). An ultrastructural study of the inhibition of mucilage reaction in the wheat root cap by aluminium. In ’Plant-Soil Interactions at Low pH’ (R.J. Wright, V.C.Baligar, R.P. Murrmann, eds.), pp. 779-787. Kluwer Academic, Dordrecht, The Netherlands.

Raij, B. van, and van Diest, A. (1979). Utilization of phosphate from different sources by six plant species. Plant Soil 51. 577-589.p.

Rengel, Z. and Robisnson, D.L. (1989). Competitive Al3+ inhibition of net Mg2+ uptake by intact Lolium multiflorum roots. I. Kinetics. Plant Physiol. 91, 1407-1413.

Reynolds, S. B., Scaife, A. and Turner, M. K. (1987). Effect of nitrogen form on boron uptake by cauliflower. Commun. Soil. Sci. Plant Anal. 18. 1143-1154.p.

Rhue, R.D. and Grogan, C.O. (1977). Screening corn for Al tolerance using different Ca and Mg concentrations. Agron. J. 69, 755-760.

Römheld, V. (1987a). Different strategies for iron aquisition in higher plants. Physiol. Plant. 70. 231-234.p.

Römheld, V. (1987b). Existence of two different strategies for the aquisition of iron in higher plants. In: Iron Transport in Microbes, Plant and Animals’ (G. Winkelmann, D van der Helm and Neilands J B eds.) 353-374. p. VCH Verlag Weinheim

Rugh, C.L., Senecoff, J.F., Meagher, R.B. and Merkle, S.A. (1998). Nature Biotechnol. 16, 925-928.

44

Ryan, P.R., Kinrade, T.B. and Kochian, L.V. (1994). Al3+-Ca2+ interactions in aluminium rhyzotoxicity. I. Inhibition of root growth is not ccaused by reduction of calcium uptake. Planta 192, 98-103.

Sanzhes, P.A. and Salinas, G. (1981). Low input technology for managing Oxisols and Ultisols in tropical America. Adv. Agron. 34, 280-406.

Schaller, G. and Fischer, W. R. (1985). Kurzfristige pH-Pufferung von Böden. Z. Pflazenernärung Bodenk. 148.471-480.p.

Scher, F. M. and Baker, R. (1980). Mechanism of biological control in a Fusarium suppressive soil. Phytopathology 70 412-417

Stefanovits, P., Filep, Gy. és Füleky, Gy. (1999). Talajtan. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. Pp. 470.

Suhayda, C.G. and Haug, A. (1985). Citrate chelation as a potential mechanism against aluminium toxicity: The role of calmodulin. Can. J. Biochem. Cell Biol. 63, 1167-1175.

Suthipradit, S. (1991). Effects of aluminium on growth and nodulation of some tropical crop legumes. PhD Thesis, University of Quinsland, Australia.

Tam, S.C. and McColl, J.G. (1990). J. Environ. Qual. 19, 514-520.

Tan, K., Keltjens, W.G. and Findenegg, G.R. (1992). Aluminium toxicity with sorghum genotypes in nutrient solutions and its amelioration by magnesium. Z. Pflanzenernähr. Bodenk. 155, 81-86.

Taylor, G.J. (1988). The physiology of aluminium phytotoxicity. In ’Metal Ions in Biological Systems’ (H. Sigel and A. Sigel eds.) Vol.24, pp.123-163. Marcel Dekker Inc. New York.

45

Yamamoto, Y., Hachiya, A., Hamada, H. and Matsumoto, H. (1998). Plant Cell Physiol. 39, 950-957.

Wagatsuma, T. and Akiba, R. (1989). Low surface negativity of root protoplasts from aluminium-tolerant plant species. Soil Sci. Plant Nutr. (Tokyo) 35, 443-452.

Wagatsuma, T., Ishikawa, S., Akimoto, T., Tawaraya, K. and Ofei-Manu, P. (2001). Mechanisms of higher tolerance of Al stress in phosphorus deficient maize seedlings: The significance of phenolics in Al resistance.

Warden, B.T. (1991). Manganese extracted from different chemical for actions of bulk and rhizosphere soil as affected by method of sample preparation. Commun. Soil. Sci. Plant Anal. 22, 169-176

Wolf, B. (1999). The Fertile Triangle: The relationship of Air, Water, and Nutrients in Maximizing Soil Productivity. Food Products Press, an imprint of The Haworth Press Inc., 10 Alice Street, Binghampton, NY.

46