TOXIKUS ELEMEK AKKUMULÁCIÓJA, FITOINDIKÁCIÓJA ÉS FITOREMEDIÁCIÓJA A TALAJ-NÖVÉNY RENDSZERBEN

MTA DOKTORI ÉRTEKEZÉS TÉZISEI

TOXIKUS ELEMEK AKKUMULÁCIÓJA, FITOINDIKÁCIÓJA ÉS FITOREMEDIÁCIÓJA A TALAJ-NÖVÉNY RENDSZERBEN

SIMON LÁSZLÓ Nyíregyházi Főiskola

Nyíregyháza 2006

Simon László

MTA doktori értekezés tézisei

1

1. BEVEZETÉS A talaj a földtani közeg legfelső rétege, amely ásványi részecskékből, szerves anyagból, vízből, levegőből és élő szervezetekből áll. A talaj ökológiai funkciói közé tartozik a biomassza termelés, a szűrő, kiegyenlítő, átalakító, és raktározó szerep, az ökológiai élettér, és a genetikai tartalék képzése. A termékenység a talaj legfontosabb tulajdonsága, a talaj a növényeket tápanyagokkal és vízzel látja el. A talaj, összetettsége következtében, rendkívül sérülékeny ökológiai rendszer. Talajdegradáció minden olyan folyamat, mely a talaj termékenységét csökkenti, minőségét rontja, illetve a funkcióképességét korlátozza, vagy a talaj teljes pusztulásához vezet (pl. a víz- és szélerózió, az elsósodás, szikesedés, talajsavanyodás, a talajszerkezet romlása, az elmocsarasodás, a talaj puffer-kapacitásának romlása és a talajszennyeződés) (KÁDÁR, 1995; NÉMETH et al., 2000, SIMON, 1999; VERMES, 1995; VÁRALLYAY, 2005; VÁRALLYAY et al., 1993). A talajsavanyodás napjaink egyik legsúlyosabb globális környezeti problémája, hazánk termőtalajait is ez veszélyezteti a legnagyobb mértékben; 2,3 millió hektárt érint a fokozatos elsavanyodás (KÁDÁR, 1998; VÁRALLYAY et al, 1993). Az elmúlt évtizedekben gyorsult fel ez a folyamat, mely döntően emberi eredetű, antropogén okokra (hibás műtrágyázási és szervesanyag-eltávolítási gyakorlat, kalcium-karbonát visszapótlás hiánya, légköri savas ülepedés, savas esők) vezethető vissza. A savanyú talajokon termesztett növények termőképességét a talajélet gyengülése, a talajszerkezet romlása, a víz- és tápanyagmegőrző képesség csökkenése, az esszenciális tápelemek (pl. Ca, Mg, P, Mo) hiánya, és a mangánvalamint a nehézfém-mérgezés mellett az alumíniumtoxicitás gátolja. A növények alumíniummérgezésével – mely potenciálisan a világ szántóterületének 40 %-át veszélyezteti – elsősorban 5,0-ös pH érték alatt kell számolnunk (WRIGHT, 1989). A talajszennyeződés az a folyamat, mely során a talaj természetes viszonyok között kialakult fizikai, kémiai és biológiai tulajdonságai jelentős mértékben és kedvezőtlen arányban változnak meg, az ökológiai talajfunkciók károsodnak. Talajszennyeződést okozhat a kémiai összetevők (toxikus elemek, toxikus vegyületek felhalmozódása), és a biológiai összetevők megváltozása (VERMES, 1995; SIMON, 1999). A talajszennyeződés legfontosabb forrásai természetes és emberi (antropogén) eredetűek lehetnek, melyek pontszerű vagy nem pontszerű (diffúz) talajszennyeződést

okoznak.

Antropogén

pontszerű

talajszennyeződést

okozhatnak

a

szennyvizek, szennyvíziszapok, a hígtrágyák, az istállótrágyák, a hulladékok (folyékony, szilárd) és a termelési (ipari) emissziók. Antropogén, diffúz szennyeződés alakulhat ki a légszennyezésből eredő száraz és nedves kiülepedés következtében, vegyszerek (műtrágyák,

Simon László


2

növényvédő szerek, csávázó szerek) mezőgazdaságban történő felhasználása, valamint a közlekedés,

atomrobbantások,

nukleáris

balesetek

miatt.

Antropogén

tevékenység

következtében nehézfémek, radioaktív szennyezőanyagok, szervetlen makroszennyezők, kőolaj és kőolajszármazékok, szerves mikroszennyezők, peszticidek és biológiai szennyezőanyagok kerülhetnek a talajba és a környezet más elemeibe (KÁDÁR, 1995; SIMON, 1999; VERMES, 1995). Kémiai értelemben nehézfémeknek azokat a fémeket nevezzük, amelyek sűrűsége 5 g cm-3nél, rendszáma 20-nál nagyobb. Napjainkban a nehézfém kifejezés a köznapi szóhasználatban összekapcsolódott a toxikus elem fogalommal, nehézfémek alatt olyan fémeket vagy félfémeket értünk, amelyek biológiai hatása bizonyos koncentráció-tartományban, illetve a fölött negatív. Az ipari forradalom óta egyre nagyobb mértékben kerülnek be a környezetbe nehézfémek. A termőtalajok, a talajvíz és a felszíni vizek elszennyeződése nehézfémekkel súlyos környezetkárosodást okozhat, és veszélyezteti az élőlények egészségét. A legtöbb problémát hazánkban is a környezetbe került ólom (Pb), kadmium (Cd), higany (Hg), réz (Cu), króm (Cr), nikkel (Ni) és cink (Zn) okozza (KABATA-PENDIAS és PENDIAS, 2001; KÁDÁR, 1995; SIMON, 1999). A fent ismertetett antropogén hatások következtében a termőtalajok mikroelem mérlege általában pozitív – a talajokba időegység alatt több nehézfém kerül be, mint amennyi onnan eltávozik. A nehézfémek legtöbbször a feltalajban dúsulnak fel (akkumulálódnak), ahol a talajkolloidokhoz kötődnek. A talaj egy bizonyos határig pufferként viselkedik, megköti a nehézfémeket és így tompítja azok hatását, majd egy későbbi időpontban önmaga is szennyezővé válhat. A talajsavanyodással a nehézfémek mobilizálódnak és megjelennek a talajoldatban és a talajvízben. Innen a talaj mikroorganizmusai és a növények gyökerei veszik fel a nehézfémeket, melyek bekerülnek a táplálékláncba, komoly veszélyt jelentve az emberi és állati szervezetre (KABATA-PENDIAS és PENDIAS, 2001; KÁDÁR, 1995; SIMON, 1999). A fizikai és kémiai mérőműszerek pontos mennyiségi adatokat szolgáltatnak ugyan a különböző szennyező anyagokról, azonban nem adnak egzakt képet az élő szervezeteket érő szennyeződés mértékéről, illetve az előidézett hatásról. A biomonitoring vizsgálatok során alkalmazott jelzőszervezetek (pl. fitoindikátorok) a környezet állapotát jelzik, és adatokat szolgáltatnak a környezet terhelése és az élővilág közötti kapcsolatokról. Minden élő szervezet (mint nyílt rendszer) a környezet hatásaira, mint ingerekre reagál. Mivel a felvett ingerek reakciókat váltanak ki, ez a bioindikáció információt ad a környezet változásáról és terheléséről (KOVÁCS et al., 1986).

Simon László

A

remediáció


kifejezés

a

szennyezett

terület

3

rendbehozatalát,

„megjavítását”,

„meggyógyítását” jelenti, a latin remedium = gyógyszer, orvosság, orvoslás kifejezés alapján. Ezt a szakkifejezést használjuk arra a tevékenységre, amikor a talajt szennyező vegyi anyagok koncentrációját olyan kis értékre csökkentjük, melynek kockázata már elfogadható. A fitoremediáció során a természetben előforduló vagy génsebészeti úton előállított növények (illetve a velük társult mikrobák) segítségével tisztítják meg a környezeti elemeket (talajt, talajvizet, felszíni vizet, ipari szennyvizet) a szervetlen vagy szerves, kémiai jellegű szennyező anyagoktól. A fitoremediáción belül több eljárás alakult ki az elmúlt időszakban, amelyek közül a fitoextrakció, rizofiltráció, fitovolatizáció, fitodegradáció és a fitostabilizáció a legígéretesebb. A fitoextrakció során intenzív ásványi anyagcserét folytató vagy nagy biomasszát képező növényekkel (passzív fitoextrakció), illetve hiperakkumulációra képes növényekkel vonják ki a nehézfémeket a talajból (folyamatos fitoextrakció), valamint kelátképzők talajba juttatásával teszik a fémeket könnyen felvehetővé nagy biomasszát képező növényfajok számára (indukált fitoextrakció). A rizofiltráció során növényi gyökerek segítségével távolítják el a fémeket, radionuklidokat a szennyezett vízből. A fitostabilizáció során a nehézfémeket különféle adalékanyagokkal oldhatatlan, kevésbé felvehető formájúvá alakítják át, majd az ily módon stabilizált területet növénytakaróval fedik le. Ez megakadályozza, hogy a szennyező anyagok a talajvízbe, levegőbe, és a szennyezetlen területre kerüljenek át, illetve a táplálékláncban halmozódjanak fel (MCGRATH et al., 2002; SIMON, 1999; 2004; MÁTHÉNÉ és ANTON, 2004). Mivel a szennyezőanyagok az emberi egészséget veszélyeztetik, azok talaj-növény rendszerben (és a tápláléklánc többi elemében) történő akkumulációjával, fitoindikációjával és fitoremediációjának vizsgálatával a tudományos közösség világszerte − így hazánkban is − széles körben foglalkozik, melyet az is bizonyít, hogy több tízezer e témákkal foglalkozó tudományos közlemény jelent meg már eddig. Ide vonatkozó tudományos ismereteink nem bővülhettek volna a társadalmi döntéshozók, kormányok anyagi támogatása nélkül, melyek felismerték a talaj- és környezetszennyeződés (talajdegradáció), illetve annak megelőzésének, felszámolásának az életminőségre gyakorolt hatását, illetve társadalmi és gazdasági jelentőségét. Akadémiai doktori téziseimben az 1992-2004 között elvégzett vizsgálataim (6 tápoldatos, 12 tenyészedényes, 3 szabadföldi monitoring és 4 szabadföldi kísérlet) tudományos eredményeit foglalom össze, melyek a toxikus elemek (fémek) talaj-növény rendszerben történő akkumulációjának, fitoindikációjának, illetve fitoremediációval történő eltávolításának és stabilizálásának tanulmányozására irányultak.

Simon László


4

Célkitűzések 1. Az alumínium-stresszt eltűrő genotípusok szelektálásához meg kell ismernünk az adott növényfaj azon élettani és biokémiai reakcióit, melyek a toleranciában kulcsszerepet játszanak – két paradicsomfajta alumíniumtoxicitását összehasonlító kísérleteim során ezt tűztem ki célomul. 2. A nehézfémek talaj-növény rendszerben történő akkumulációját vizsgáló kutatásaim során a kadmium felhalmozódását, illetve a mezőgazdasági célra hasznosítható szennyvíziszap komposztból történő nehézfém (Cd, Cr, Cu, Mn, Pb, Zn) -akkumulációt tanulmányoztam mezőgazdasági haszonnövényeken (napraforgó, árpa, búza, kukorica). 3. Megvizsgáltam, hogy a vízbe, talajba és a levegőbe került toxikuselem-szennyeződést (Pb, Cd, Zn, Na és S) a levélcikória, mezei katáng és gyermekláncfű fitoindikátor növények jelzik és mérik-e. 4. A fitoremediációval foglalkozó kutatásaim során a nehézfémek szennyezett talajból és vízből történő fitoextrakcióját és rizofiltrációját vizsgáltam, illetve egy bányameddő fitostabilizációját is tanulmányoztam. 4.1. Megvizsgáltam, hogy a nagy biomasszát képező növények (amaránt, kender), illetve az intenzív ásványi anyagcserét folytató mezőgazdasági növények (káposztafélék: szareptai mustár, fehér mustár, tarlórépa, takarmányretek, káposztarepce) mennyi nehézfémet távolítanak el egy galvániszappal (Cd, Cr, Cu, Ni, Zn) szennyezett talajból passzív fitoextrakcióval. 4.2. Az indukált fitoextrakciót tanulmányozva a talajba került Cr-szennyeződést pikolinsavval

mobilizáltam,

és

megvizsgáltam

a

takarmányretek

és

komatsuna

elemfelvételét. 4.3. A folyamatos fitoextrakció során a hiperakkumulációra képes osztrák tarsóka Ni- és Cr-felvételét tanulmányoztam. 4.4. Rizofiltrációs kísérleteim során a vízbe került Cd- és Ni-szennyeződést napraforgóval, sütőtökkel, és szareptai mustárral távolítottam el és megvizsgáltam, hogy a gyökérszűrés hatékonysága Pseudomonas talajbaktériumokkal megnövelhető-e. 4.5. A gyöngyösoroszi bányameddőben lévő nehézfémeket (Cd, Cu, Mn, Pb és Zn) különféle adalékanyagokkal stabilizáltam, majd ezen a közegen arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal

szimbiózisban

fitostabilizációs hatását.

élő

vörös

csenkeszt

neveltem,

megvizsgálva

annak

Simon László


5

2. KÍSÉRLETI ANYAGOK ÉS MÓDSZEREK 2.1. Alumíniumtoxicitás vizsgálatok Az alumíniumnak a paradicsom (Lycopersicon esculentum Mill.) tesztnövényre gyakorolt hatását tápoldatos kísérletekben tanulmányoztuk. Két paradicsomfajtát (Mountain Pride és Floramerica) kihígított Hoagland-tápoldatban (pH 4,0) neveltünk 16 napig. A kultúrákat négynaponta 0, 10, 25 és 50 µM alumíniummal (AlCl3) kezeltük. A kísérlet ideje alatt mértük a szár és a főgyökér hosszát, a kísérlet befejezésekor meghatároztuk a paradicsomnövény egyes szerveinek szárazanyag-akkumulációját és elemösszetételét. Mértük a szén-dioxid asszimiláció és transzspiráció mértékét, illetve meghatároztuk a levélterületet. Fotométerrel mértük a levelek klorofillkoncentrációját, és meghatároztuk a gyökerek és levelek szacharóz-szintetáz (EC.2.4.1.13.), pirofoszfát-függő foszfofruktokináz (EC.2.7.1.90.), ATP-függő foszfofruktokináz (EC.2.7.1.11.) valamint savas és lúgos invertáz (EC.3.2.1.26.) enzimeinek aktivitását. 2.2. Kadmiumakkumuláció vizsgálata Megvizsgáltuk, hogy a napraforgó (Helianthus annuus L., HA-89 nyílt vonal) mennyi kadmiumot akkumulál kaszatjában szabadföldi körülmények között (DATE Kutató Központ, Nyíregyháza), barna erdőtalajon (vályogos homok, pHKCl 7,3; 0,162 mg kg-1 Cd) termesztve. Üvegházi tenyészedényes kísérletben szennyezetlen barna erdőtalajra (Mezőgazdasági Főiskola, Nyíregyháza, bemutatókert; vályogos homok, pHKCl 6,6; 0,3 mg kg-1 Cd) napraforgót (HA-89 nyílt vonal) ültettünk, majd a talajt 0, 1 és 10 mg kg-1 kadmiummal (CdSO4) kezeltük. A napraforgó szerveinek szárazanyag-akkumulációját, elemösszetételét és Cd-felvételét 35 nappal a kadmiumkezelés után mértük. 2.3. Nehézfém-akkumuláció vizsgálata települési szennyvíziszap komposztból Üvegházi tenyészedényes kísérletben tanulmányoztuk, hogy milyen hatást gyakorol a nyíregyházi települési szennyvíziszap komposzt (Nyírségvíz Rt., Nyíregyháza) 5, 10 és 25 % tömegszázalékos arányban barna erdőtalajba kijuttatva a tavaszi búza (Triticum aestivum L., cv. Sandra), tavaszi árpa (Hordeum distichon L., cv. Orbit) és kukorica (Zea mays L., cv. Kiskun 4190 TC) nehézfém-akkumulációjára és a nehézfémek eloszlására a növényi szervekben. Szabadföldi kisparcellás kísérletet (Mezőgazdasági Főiskola, Nyíregyháza, bemutatókert) állítottunk be kukorica (cv. Kiskun 4190 TC) tesztnövénnyel, melyben a vályogos homok jellegű, gyengén savanyú barna erdőtalajba 0, 10 és 40 t ha-1 (1996), illetve 0, 10, 20 és 40 t ha-1 (1997) szennyvíziszap komposztot juttattunk ki a vetést megelőzően. Megvizsgáltuk, hogy a szennyvíziszap kijuttatás miként hat a talaj és a kukorica szerveinek nehézfém-tartalmára. Mértük továbbá a szennyvíziszap komposzt hatását a növényi szervek zöldtömegére és szárazanyag-akkumulációjára, nitrogénfelvételére, a levelek fotoszintézisére, transzspirációjára és klorofilltartalmára. Vizsgálatainkat 3 fenofázisban (4-6 leveles állapot, címerhányás, betakarítás) végeztük. 2.4. Kadmiumszennyeződés fitoindikációjának vizsgálata A levélcikória és gyermekláncfű kadmiumszennyeződését jelző és mérő képességét tápoldatos és szabadföldi kísérletekben tanulmányoztuk. A levélcikória (Cichorium intybus L. var.

Simon László


6

foliosum Hegi, cv. All Seasons San Pasquale) és gyermekláncfű (Taraxacum officinale Web. in Wigg.) Hoagland-tápoldatába 0; 0,5; 1; 5; 10 illetve 50 µM kadmiumot (CdSO4) juttattunk ki. Tizennégy nappal a Cd-kezelés után meghatároztuk a rizómák és gyökerek, illetve a hajtások elem-összetételét, valamint a levelek klorofilltartalmát. A levélcikóriát CdSO4, Cd(NO3)2 és CdCl2 sók formájában is kezeltük 0; 0,4; 2 és 10 µM Cd-mal. Huszonnyolc nappal a Cdkijuttatás után meghatároztuk a rizómák és gyökerek, illetve a hajtások Cd-tartalmát. Szabadföldi kísérletben a levélcikóriát 11,2 kg ha-1 kadmiummal szennyezett homoktalajon („grossarenic paleudult”) és vályogos homokon („tipikus kandiudult”) termesztettük 30 napig. 2.5. Városi talajok toxikuselem-szennyezettségének fitoindikációja Passzív monitoring vizsgálataink során a gépkocsi forgalomnak legjobban kitett nyíregyházi autóutaktól 0,1-4,0 méterre 0−10 cm-es mélységből feltalajmintákat, és mezei katáng (Cichorium intybus L.) mintákat gyűjtöttünk be. Kontrollként a forgalmas utaktól távol eső üdülőkörzetből, pihenőkertből és sportpályáról begyűjtött talaj- és növényminták szolgáltak. Aktív monitoring vizsgálataink során előnevelt levélcikória (cv. Wild) kultúrákat helyeztünk ki tenyészedényekben vagy erkélyládákban 30, illetve 60 napra Nyíregyháza belvárosába, és a Nyíregyházáról kivezető forgalmas E 573-as főútra merőlegesen 2,5; 8 illetve 16,5 méter távolságra. A mintákban meghatároztuk a Cd-, Cr-, Cu-, Ni-, Pb-, Zn-, Na- és S-tartalmakat. 2.6. Galvániszap és szennyvíziszap komposzt okozta talaj nehézfém-szennyeződés fitoindikációjának vizsgálata Az első tenyészedényes kísérletben galvániszappal szennyezett barna erdőtalajt (Nyíregyháza, Vasgyár u., vályogos homok, pHKCl 6,8; Cd-53, Cr-327, Cu-125, Ni-95; Zn-140 mg kg-1) kevertünk össze növekvő tömegarányban szennyezetlen barna erdőtalajjal, majd levélcikóriát (cv. Wild) ültettünk rá. A második tenyészedényes kísérletben 3 különféle zeolittal (klinoptilolit, mordenit, klinoptilolit+H-montmorillonit), illetve bentonittal (montmorillonit) kezeltük a galvániszappal elszennyezett talajt, melyre levélcikóriát ültettünk. A harmadik tenyészedényes kísérletben a Cd-mal és galvániszappal szennyezett talajon nevelt levélcikória gyökerében és levelében meghatároztuk a glükóz-6-foszfát-dehidrogenáz (E.C.1.1.1.49.), 6foszfoglükonát-dehidrogenáz (E.C.1.1.1.43.), izocitromsav-dehidrogenáz (E.C.1.1.1.42.), malát-dehidrogenáz (E.C.1.1.1.37.) és a peroxidáz (E.C.1.11.1.7.) biomarker-enzimek aktivitását. A negyedik tenyészedényes kísérletben nyíregyházi kommunális szennyvíziszap komposztot kevertünk össze növekvő tömegarányban a szennyezetlen barna erdőtalajjal, és levélcikóriát neveltünk ezen a közegen. Megvizsgáltuk, hogy a fenti kezelések miként hatnak a jelzőnövény rizómájának, gyökerének és hajtásának nehézfém-felvételére, illetve szárazanyaghozamára. Az „összes” nehézfém-tartalom mellett meghatároztuk, hogy a talajokban és a kijuttatott adalékokban a nehézfémek milyen arányban vannak jelen a ”kicserélhető”, „szerves anyaghoz kötött” és a növények által „felvehető” frakciókban (SIMON, 2001). 2.7. Passzív nehézfém fitoextrakció vizsgálata Üvegházi tenyészedényes kísérletben galvániszappal szennyezett erdőtalajra (ld. 2.6.), illetve szennyezetlen vályogos homok erdőtalajra (ld. 2.2.) szareptai mustár (Brassica juncea L. Czern. cv. Negro Caballo), fehér mustár (Sinapis alba L. cv. Budakalászi sárga); tarlórépa (Beta vulgaris L. var. rapa, cv. Horpácsi lila), takarmányretek (Raphanus sativus L. convar.

Simon László


7

oleiformis Pers. cv. Leveles olajretek), káposztarepce (Brassica napus L. ssp. oleifera Metzg. ap. Sinsk., Mécses), kender (Cannabis sativa L. cv. Kompolti hibrid TC) és amaránt (Amaranthus hypochondriacus L. cv. Edit) tesztnövényeket ültettünk. Nyolc hét elteltével összehasonlítottuk a növényfajok szerveinek nehézfém-tartalmát, illetve a nehézfémek hajtásba történő átszállításának mértékét. 2.8. Krómmal szennyezett talaj pikolinsavval indukált fitoextrakciójának vizsgálata Az első fényszobás tenyészedényes kísérletben szennyezetlen humuszos homoktalajt (Debrecen-Pallag, pHKCl 7,48; 12,9 mg kg-1 Cr) növekvő mennyiségben desztillált vízzel (kontroll), Cr(III)-kloriddal; pikolinsavval (2-piridin-karboxilsav); külön-külön kijuttatott Cr(III)-kloriddal és pikolinsavval, valamint frissen elkészített Cr(III)-pikolináttal kezeltünk. A talajokon takarmányretket (cv. Leveles olajretek) neveltünk, melynek 8 hét múlva meghatároztuk az elem-összetételét és a szárazanyag-hozamát. A második tenyészedényes kísérletben a fenti alaptalajt desztillált vízzel (kontroll), Cr(III)-kloriddal; bőrgyári szennyvíz üledékkel (31370 mg kg-1 Cr) kezeltük. A takarmányretek és komatsuna (Brassica campestris L., subsp. napus f. et THOMS var. komatsuna MAKINO, cv. Kuromaru) tesztnövényeket ezen a talajon, vagy egy galvániszappal szennyezett barna erdőtalajon (Kállósemjén, Kossuth u., pHKCl 6,77; 133 mg kg-1 Cr) neveltük. Négy hetes növénynevelés után a kultúrákat 1 vagy 4 alkalommal 10 mg kg-1 Cr(III)-pikolináttal, 70 és 700 mg kg-1 pikolinsavval vagy etiléndiamin-tetraecetsavval (EDTE) kezeltük. Újabb négy hét elteltével meghatároztuk a növények elem-összetételét és szárazanyag-hozamát. 2.9. Nikkellel és krómmal szennyezett talaj folyamatos fitoextrakciójának vizsgálata Az osztrák tarsóka (Thlaspi goesingense Hal.) folyamatos nehézfém fitoextrakcióját fényszobás tenyészedényes kísérletben tanulmányoztuk. A szennyezetlen barna erdőtalajt (ld. 2.2.) mesterségesen 500 mg kg-1 nikkellel (NiCl2) és 500 mg kg-1 krómmal (CrCl3) szennyeztük el. A galvániszappal szennyezett talajt (ld. 2.8.;12 mg kg-1 Ni, 105 mg kg-1 Cr) nem kezeltük, illetve a fenti mennyiségben nikkellel és krómmal szennyeztük el. A talajokon 4 hónapig osztrák tarsókát neveltünk, majd meghatároztuk a növények gyökerének és hajtásának elemösszetételét és szárazanyag-hozamát. A növénynevelést követően a talajokban meghatároztuk a Ni és Cr mennyiségét a „kicserélhető”, „felvehető” és „összes” frakciókban. 2.10. Kadmiummal és nikkellel szennyezett víz rizofiltrációjának vizsgálata Az első fényszobás, tápoldatos kísérletünk során napraforgó (cv. Kisvárdai), sütőtök (Cucurbita maxima Duch., cv. Nagydobosi) és szareptai mustár (cv. Negro Caballo) növényeket neveltünk Hoagland-tápoldatban. A 31 napos (napraforgó, sütőtök) vagy 48 napos (szareptai mustár) növényeket 48 órára 2 mg dm-3 kadmiummal (CdSO4) elszennyezett tápoldatba helyeztük. A növények elem-összetételét a kadmiumszennyezést megelőzően (0. óra), majd 6, 24 és 48 óra elteltével határoztuk meg. A második tápoldatos kísérletünk során a szareptai mustár tápoldatába szennyezetlen talajból szelektált Pseudomonas fluorescens talajbaktériumokat juttattunk a Cd és Ni-kezelések (2-2 mg dm-3) előtt 5 nappal, vagy azzal egy időben. A növények Cd- és Ni-felvételét ezúttal is 48 órás interakció után mértük. A harmadik tápoldatos kísérletünkben a szareptai mustár gyökerét a tápoldatba kijuttatott Cd-érzékeny (Nyíregyházi Főiskola, Növénytan Tanszék, baktérium gyűjtemény) vagy Cd-toleráns

Simon László


8

Pseudomonas cepacia baktériumokkal kezeltük. A Cd-toleráns baktériumokat a nagyhörcsöki nehézfém-terheléses tartamkísérlet (KÁDÁR, 1995) 270 kg ha-1 Cd-mal elszennyezett talajából izoláltuk. A 33 napos növények kezelése kadmiummal (2 mg dm-3, 48 órás interakció) történt. 2.11. Nehézfémekkel szennyezett talaj fitostabilizációjának vizsgálata Fitostabilizációs vizsgálatainkat Gyöngyösorosziból származó, erősen savanyú kémhatású (pHKCl 3,2-3,7) bányameddővel végeztük, mely jelentős mennyiségű nehézfémet tartalmazott (Cd-15,0; Cu-336; Mn-568; Pb-1919; Zn-3306 mg kg-1 cc. HNO3+cc. H2O2 kivonatban). A bányameddőt CaCO3 (0,5 m/m%, pHKCl >5,5) és NH4NO3 kijuttatásával termékennyé tettük. Az első fényszobás tenyészedényes kísérletben a meszezett bányameddőhöz négyféle adalékot (5% települési szennyvíziszap komposztot, ld. 2.3.; 5% tőzeget, 7,5% zeolitot (klinoptilolit, ld. 2.6.), 0,5% KH2PO4-ot és ezek kombinációját) kevertük, majd azon 60 napig vörös csenkeszt (Festuca rubra L. cv. Keszthelyi 2) neveltünk. A második tenyészedényes kísérletben 1% CaCO3-ot adtunk a bányameddőhöz (pHKCl>6,5), illetve a meszezett bányameddőbe 5% települési szennyvíziszap komposztot és 7,5% zeolitot is kijuttattunk. A bányameddőn 82 napig vörös csenkeszt neveltünk, mely gyökerei alá Glomus intraradices arbuszkuláris mikorrhiza gombákat (cinktoleráns BrI törzs, Glomeromycota, Glomerales, HILDEBRANDT et al, 1999) tartalmazó oltóanyagot (Inox GmbH., Németország) jutattunk. A kísérlet bontásakor a mikorrhiza infekció gyakoriságát (F%), intenzitását (M%), az abszolút (a%) és relatív (A%) arbuszkulum gazdagságot vizsgáltuk. A tenyészedényekben lévő bányameddőbe vákuummal működő mini-lizimétereket helyeztünk, melyekkel összegyűjtöttük a bányameddőn átszüremlett infiltrátumot. Mindkét kísérlet során több alkalommal mértük a gyökerek és a hajtások elem-összetételét és szárazanyag-hozamát, a bányameddő pH-ját, és az infiltrátum nehézfém-tartalmát. Elemextrakció, elemanalízis A kísérletekhez felhasznált közegek (talajok, szennyvíziszap komposzt, bányameddő, zeolitok, bentonit, adalékok) elemtartalmait azok „kicserélhető” (CaCl2-oldható), „szerves anyaghoz kötött” (NaOH-oldható), „felvehető” (NH4-acetát+H4EDTA-oldható elemkészlet LAKANEN és ERVIÖ, 1971 szerint) és „összes” (cc. HNO3+H2O2 kivonat) frakcióiban határoztuk meg (SIMON, 2001) ICP-OES technikával. A növénymintákat szárítás után 65%-os HNO3 és 30 %os H2O2 3:1 (v/v) arányú elegyével tártuk fel (KOVÁCS et al., 1996), és elemtartalmát ICP-OES vagy GF-AAS technikával mértük. Statisztikai értékelés A kísérleti adatok feldolgozását és rendszerezését Microsoft Excel programmal végeztük. A mérési adatok statisztikai elemezését lineáris regresszióval, korreláció-számítással, Student-féle kétmintás t-próbával, egyváltozós variancia-analízissel Tukey-féle b-teszttel végeztük el Excel, SAS, Statistix és SPSS programokat alkalmazva. A görbék illesztése Statistix programmal történt, az illesztés jóságát a determinációs együtthatókkal (r2) jellemeztük.

Simon László


9

3. A KUTATÁSI EREDMÉNYEK ÖSSZEFOGLALÁSA 3.1. Paradicsom alumíniumtoxicitása Az általunk összeállított, módosított összetételű, savanyú kémhatású híg tápoldatban (melynek összetétele hasonlít a talajoldatéhoz) számításaink szerint (ALLISSON et al., 1991) az alumínium 85 %-a Al3+ formájában volt jelen, tehát alkalmas volt az alumíniummérgezési tünetek előidézésére. A tápoldatba kijuttatott 25 és 50 µM Al szignifikánsan lecsökkentette mindkét paradicsomfajta levélterületét, szerveinek szárazanyag-hozamát, valamint szár- és főgyökérhosszát. Az alumíniummérgezés tipikus tüneteit figyeltük meg a növényeken; a gyökerek sárgásbarnára színeződtek, a gyökércsúcsok és az oldalgyökerek megvastagodtak, az elágazások és a gyökérszőrök száma lecsökkent, a levelek sötétzöld színűek voltak lilás fonákkal. Az alumíniumtoxicitás mértéke fajtafüggőnek bizonyult, a „Floramerica” fajta a fenti paramétereket illetően összességében kevésbé érzékenyen reagált az alumíniumra, mint a „Mountain Pride”. A „Floramerica” paradicsomfajta kevesebb alumíniumot akkumulált a gyökerében (8317 µg -1

g 50 µM Al kijuttatás esetén), mint a „Mountain Pride” (11838 µg g-1 50 µM Al kijuttatás esetén). A felvett alumínium mindkét fajtában megzavarta a paradicsom szerveinek makro(Ca, K, Mg) és mikroelem (Fe, Zn) -felvételét. A fenti jelenségek fiziológiai okait kutatva megállapítottuk, hogy a kijuttatott alumínium mennyiségével arányosan mindkét fajta leveleiben 200-300 %-kal lecsökkent a gázcsere mértéke. Ez a csökkenés a „Mountain Pride” fajta esetében nagyobb mértékű volt, mint a „Floramerica” esetén – mindez magyarázatul szolgálhat a szárazanyag-hozamban megfigyelt különbségekre.

A

szén-dioxid

asszimiláció

sebességének

csökkenése

–

ellentétben

„Floramerica” fajtával – a „Mountain Pride” esetében sztóma záródással is magyarázható. A levelek klorofilltartalmát az alumínium egyik fajta esetén sem befolyásolta, ezzel tehát nem magyarázható közvetlenül a fotoszintézis gátlása. Az öt megvizsgált enzim közül a savas és lúgos invertáz aktivitásában tapasztaltunk szignifikáns változást az alumínium hatására a paradicsom gyökereiben (1. táblázat). Az aktivitáscsökkenés mértéke mindkét fajta esetében összefüggésben volt a gyökerek alumíniumakkumulációjának mértékével, és nagyobb arányú volt a „Mountain Pride” mint a „Floramerica” fajta esetében. A savas invertáz élettani szerepet játszik a gyökérsejtek megnyúlásában és kitágulásában (LYNE és AP REES, 1971).

Simon László


10

1. táblázat: Alumínium hatása a Mountain Pride és a Floramerica paradicsomfajták gyökeréből izolált savas és semleges invertáz enzimek aktivitására (tápoldatos kísérlet, Athens GA, USA, 1992). Specifikus aktivitás (nmol min-1 mg protein-1) Savas invertáz Semleges invertáz Mountain Pride 0 153 58 10 145 46 25 39 20 50 21 15 Prob > F 0,01 0,023 r2 0,76 0,68 Floramerica 0 150 57 10 93 33 25 61 40 50 55 31 Prob > F 0,0009 0,0281 r2 0,69 0,40 Kezelés (µM Al)

Lineáris regresszió analízis, n=4.

Az alumínium stressznek kitett paradicsom növényekben a szárazanyag-akkumuláció, a gázcsere, valamint a szénhidrát-anyagcserében kulcsszerepet játszó enzimek aktivitása feltételezésünk szerint az alábbi kölcsönhatásban áll egymással: az alumínium a gyökerekben halmozódik fel, ahol a szövetek sérülését okozva gátolja a szacharóz hasznosulását. Mindez a levelekben szénhidrát-felhalmozódást, és visszacsatolási (“feedback”) mechanizmussal a fotoszintézis gátlását okozza. A gyökerek növekedésgátlásának kísérő jelenségeként csökken a hajtás szárazanyag-hozama és levélterülete, mivel az alumínium-stressz gátolja a gyökerek vízés tápanyagszállító képességét. 3.2. Napraforgó kadmiumakkumulációja A HA-89 napraforgó vonal szabadföldi körülmények között, szennyezetlen talajon termesztve, magjában mindössze 114 µg kg-1 kadmiumot akkumulált, mely nemzetközi összehasonlításban is kis mennyiségnek tekinthető (LI et al., 1995). Tenyészedényes kísérletünk eredményeink alátámasztják viszont a kadmium nagyfokú mobilitására vonatkozó korábbi megfigyeléseket a talaj-növény rendszerben (KABATA-PENDIAS és PENDIAS, 2001, KÁDÁR, 1995). Kadmiummal mesterségesen elszennyezett barna erdőtalajon a napraforgó gyökerének és föld feletti szerveinek kadmiumtartalma jelentősen megemelkedett. A kadmium a viszonylag rövid interakciós idő ellenére már a virágkezdeményben (csillagbimbóban) is megjelent, ahol mennyisége elérte a 3,02 µg g-1-ot (1. ábra).

Simon László


11

20

Kontroll

Kadmium (µ g/g)

c

1 mg/kg Cd

10 mg/kg Cd

15

10

b b

5

a

a

b

c

a

a

b a

a

0 Gyökér

Szár

Levél

Csillagbimbó

Növényi szerv

1. ábra: Napraforgó (HA-89 vonal) kadmiumfelvétele Cd-szennyezett talajból (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 1995). Tukey-féle b-próba. Adott növényi szerven belül a különböző betűindexet kapott oszlopok értékei szignifikánsan (P<0,05) különböznek egymástól; n=4.

A kadmiumkijuttatás a napraforgó szerveinek szárazanyag-hozamát, makro- és mikroelem felvételét nem befolyásolta számottevő mértékben. A napraforgó fiatal levelein látható toxicitási tünetek nem alakultak ki. A kadmium enyhén savanyú, homok textúrájú barna erdőtalajba kijuttatva nagy mennyiségben és gyorsan áthelyeződött a napraforgó generatív szerveibe. Nem zárható ki tehát annak a lehetősége, hogy szélsőséges körülmények között, pl. talajszennyeződés esetén a kadmium a napraforgó kaszatjába is bekerül. A szennyezetlen talajon termesztett napraforgó kaszatbelének kadmiumakkumulációja azonban csekély mértékű volt, és jóval alatta maradt a hazai 600 µg kg-1-os határértéknek. 3.3. Árpa, búza és kukorica nehézfém-akkumulációja szennyvíziszap komposztból Megállapítottuk, hogy az általunk tanulmányozott települési szennyvíziszap komposzt viszonylag szennyezetlen nehézfémekkel (Cd−2,0; Cr−23,0; Cu−86,7; Mn−336; Ni−15,3; Pb−86,5 mg kg-1), a toxikus elemek közül legnagyobb mennyiségben cinket (607 mg kg-1) tartalmazott. Tenyészedényes kísérletben ebből a szennyvíziszap komposztból a fenti nehézfémek elsősorban a tesztnövények gyökerében akkumulálódtak, réz és a cink kivételével nem helyeződtek át a hajtásba, illetve kalászba. Annak ellenére, hogy a szennyvíziszap komposzttal kezelt talajon nevelt búza és árpa hajtásaiban és kalászaiban, illetve a kukorica szárában és levelében megtöbbszöröződött (2–8-szorosra nőtt) a cink- és réztartalom, nem alakultak ki fitotoxicitásra utaló tünetek.

Simon László


12

Szabadföldi kísérleteink alapján megállapítottuk, hogy 10, 20 és 40 t ha-1 mennyiségben a szennyvíziszap komposzt egyszeri kijuttatása nem emelte meg jelentősen a barna erdőtalaj nehézfém-tartalmát. A szennyvíziszap komposztból a kukorica által felvett nehézfémek a gyökérben dúsultak fel. Kivételt jelentett a cink, mely mennyisége mindkét szabadföldi kísérlet során megemelkedett a levelekben, de ez az emelkedés a szemtermésben már nem volt jelentős (2. ábra).

Zn (µ g/g sz.a.)

200

b

Kontroll 10 t/ha szennyvíziszap komposzt 40 t/ha szennyvíziszap komposzt

150 b

c

100 50

a

a a

b b

a a

a a

b

a

b

c

b

a

b

a b

0 Gyökér

Szár

Levél

Csuhé

Szem

Torzsa

Címer

2. ábra: Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica (Kiskun 4190 TC fajta) növényi szerveinek cinkakkumulációjára a tenyészidő végén, betakarításkor (szabadföldi kisparcellás kísérlet, Nyíregyháza, 1996). Tukey-féle b-próba. Adott növényi szerven belül a különböző betűindexet kapott oszlopok értékei szignifikánsan (P<0,05) különböznek egymástól; n=3.

A tenyészedényes kísérletben tapasztalt rézakkumuláció tehát a szabadföldi kísérletben nem igazolódott, a cink azonban valamennyi kísérletben átkerült a szennyvíziszap komposztból a föld feletti szervekbe is. A legveszélyesebb nehézfémek (Cd, Pb, Cr) azonban a gyökerekben maradtak, mely előnyös jelenségnek tekinthető. Tenyészedényes és szabadföldi kísérletben is azt tapasztaltuk, hogy a szennyvíziszap komposzt megemeli a fiatal levelek nitrogénfelvételét, klorofilltartalmát és serkenti fotoszintézisét, javítja a fotoszintézis során a vízhasznosítási együtthatót. Szabadföldi kísérletben a betakarított növények szerveinek nagyobb lett a szárazanyag-hozama és javult a csöves terméshozam is. Valószínűleg a szennyvíziszap komposzt jó tápelem-szolgáltató képessége következtében megemelkedett biomassza „hígította ki” a föld feletti szervekbe átkerült nehézfémeket a kukorica szemtermésében. A felvett nehézfémek tehát nagyobb biomasszában oszlottak el, mely humán-egészségügyi szempontból előnyös jelenség.

Simon László


13

3.4. Toxikuselem-szennyeződések fitoindikációja gyermekláncfűvel, mezei katánggal és levélcikóriával 1. Tápoldatos kísérletben szoros korrelációt találtunk a kijuttatott kadmium mennyisége (0,5-50 µM) és a gyermekláncfű (r2=0,903; P<0,001), valamint a levélcikória (r2=0,995; P<0,001) rizómájának és gyökerének, valamint hajtásának (r2=0,943; P<0,001 illetve r2=0,945; P<0,001) kadmiumtartalma között. A tápoldatba kijuttatott 1 µM-nál több kadmium jelentősen megnövelte a levélcikória és gyermekláncfű szerveinek kadmiumakkumulációját, és toxicitási tünetek megjelenését, klorózis kialakulását okozta a levelekben. A cikória rizómáinak és gyökereinek, illetve hajtásának kadmiumtartalma elérte a 891, ill. 307 µg g-1-ot 50 µM Cd jelenlétében, gyermekláncfű esetében pedig ez az két érték 1356 és 407 µg g-1 volt. A levelek nyilvánvaló klorózisa arra ösztönzött bennünket, hogy megvizsgáljuk van-e kapcsolat a tápoldatba kijuttatott kadmium mennyisége, és a levelek klorofilltartalma között. A kijuttatott kadmium mennyiségével arányosan mindkét növényfajban lecsökkent a levelek klorofill-a és klorofill-b–tartalma. A csökkenés valamennyi esetben lineáris és statisztikailag szignifikáns volt (P<0,001). Mivel a kadmium gátolta a levelek vasfelvételét, feltételezhetően a klorofill-anyagcserére gyakorolt direkt vagy indirekt hatást. Amennyiben növények segítségével szeretnénk a környezetszennyezést jelezni és mértékét nyomon követni, fontos tudnunk, hogy az adott nehézfém mely kémiai formáit veszi fel az általunk használt jelzőnövény a talajból, illetve a talajoldatból. A kadmium mobilitása a talajoldatban kloridionok jelenlétében megnő (KABATA-PENDIAS és PENDIAS, 2001). Megállapítottuk, hogy kis koncentrációban a nitrát-, szulfát- és klorid-anionok nem befolyásolták számottevő mértékben a levélcikória kadmiumakkumulációját, nagyobb mennyiségben azonban a kadmium-szulfátból és kloridból több Cd akkumulálódott a növényekben. A levélcikória szabadföldi kísérletben is érzékenyen jelezte a talajok kadmiumszennyezettségét. Ellentétben a tápoldatos kísérlettel ez esetben a tesztnövény föld feletti szervei több kadmiumot halmoztak fel, mint a föld alattiak. Közel azonos pH-jú két talajtípus esetén

a

kisebb

kolloidtartalmú,

kationcserélő-kapacitású

és

szervesanyag-tartalmú

homoktalajból a jelzőnövény több kadmiumot vett fel, mint a vályogos homokból. 2. A monitorfajok közé tartoznak az ún. akkumulációs indikátorok, melyek szervezetükben a különféle szennyezőanyagokat rendszerint károsodás nélkül halmozzák fel. Az akkumulációs indikátorok lehetnek passzív indikátorok, amikor a természetben előforduló fajokat használunk a különböző szennyezőanyagok kimutatására, és aktív indikátorok, amikor standardizált

Simon László


14

feltételek között előállított indikátorszervezeteket (pl. növényeket) helyezünk ki meghatározott területekre, mint exponátumokat (KOVÁCS et al, 1986). Nyíregyházán a forgalomnak erősen kitett út menti feltalajokban jelentősen megnőtt a PbZn-, Cd-, Na- és S-tartalom (medián: 129; 105; 0,55; 407 és 427 mg kg-1), mely az utak szélétől távolodva csökkent. A forgalmas utaktól távol eső szennyezetlen területeken e fémek mennyiségének statisztikai középértéke mindössze 5,7; 41; 0,20; 89 és 146 mg kg-1 volt. Megállapítottuk, hogy egyes helyszíneken a feltalajok ólom-, cink- és kadmiumtartalma harmincszor-hatvanszor magasabb a szennyezetlen talajokra jellemző háttér-értékeknél. Nyíregyháza belvárosában a feltalaj ólomtartalma elérte a 607 mg kg-1-ot. A feltalajok króm-, nikkel- és réztartalma nem emelkedett meg. A forgalmas utak mentén az ún. passzív monitoring során begyűjtött mezei katáng rizómáiban és gyökereiben, illetve hajtásaiban elsősorban az Pb-, Cd- és a Na-tartalom volt nagyobb a kontroll területekről begyűjtött növényekhez viszonyítva. Az aktív monitoring során a forgalmas utak mellé tenyészedényekben kihelyezett levélcikória levelében (mely a mezei katáng termesztett változata) megemelkedett az ólomtartalom. Ez a többlet az úttól távolodva fokozatosan csökkent (3. ábra). Az ólomtartalom megemelkedését az ólmozott benzinek kilencvenes évek végéig történt nagymértékű felhasználásának tulajdoníthatjuk. 2,5

Gyökér+rizóma Pb ( µ g/ g sz.a.)

Levél

c

2

bc

b

1,5

1

bc

a

ab

a

c

0,5

0

Kontroll

2,5 m

8,0 m

16,5 m

Távolság az úttól

3. ábra: Az E573-as főútra merőlegesen kihelyezett cikória (cv. Wild) indikátornövények ólomakkumulációja 30 napos expozíció után (aktív monitoring, Nyíregyháza, 1994). Tukey-féle b-próba. Azonos növényi szerven belül a különböző betűindexet kapott értékek szignifikánsan (P<0,05) különböznek egymástól; n=5 (kontroll növények), n=3 (kihelyezett növények).

Simon László


15

3. Nehézfémekkel (galvániszappal) elszennyezett talajból Cd (4. ábra), Cr, Cu és Zn került be a levélcikória indikátornövénybe. A szennyezett talaj növekvő tömegarányával a növények rizómájában és gyökerében, illetve hajtásában egyaránt lineárisan és szignifikánsan nőtt a fenti nehézfémek mennyisége. A levélcikória a talaj nikkelszennyeződését nem indikálta. 25

HAJTÁS Lineáris regresszió: y=0,25+0,06x r=0,99 SZD5% =0,25 P=0,00002

8

Kadmium ( µg/g sz.a.)

Kadmium ( µg/g sz.a.)

20

10

RIZÓMA és GYÖKÉR Lineáris regresszió: y=0,07+0,16x r=0,99 SZD5 % =0,87 P=0,0001

15

10

5

6

4

2

0 0 0

20

40

60

80

100

0

20

40

60

80

100

Galvániszappal szennyezett talaj (%)

Galvániszappal szennyezett talaj (%)

4. ábra: Cikória (cv. Wild) kadmiumakkumulációja galvániszappal szennyezett talajból (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 1995).

A szennyezetlen barna erdőtalajba kijuttatott szennyvíziszap komposzt mennyiségével egyenes arányban, szignifikánsan nőtt a levélcikória rizómáinak és gyökereinek, illetve hajtásának cink- (5. ábra), valamint kadmium- és mangántartalma. 350

300

250 RIZÓMA és GYÖKÉR Lineáris regresszió: y=28,1+2,40x r=0,99 SZD5 % =9,53 P=0,003

200

HAJTÁS Lineáris regresszió: y=21,76+1,98 r=0,99 SZD5% =9,56 P=0,005

Cink ( µg/g sz.a.)

Cink ( µg/g sz.a.)

250

200

150

150

100

100 50 50

0

0

25

50

75

100

Szennyvíziszap komposzt (%)

0

0

20

40

60

80

100

Szennyvíziszap komposzt (%)

5. ábra: Levélcikória (cv. Wild) cinkakkumulációja szennyvíziszap komposzttal szennyezett talajból (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 1994).

A nyíregyházi szennyvíziszap komposztban viszonylag kicsi a nehézfém-tartalom (ld. 3.3.). Megállapítottuk, hogy a szennyvíziszap komposztban a nehézfémek (Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb és Zn) nagyobb arányban vannak jelen a szerves frakcióhoz kötve, illetve a növények által

Simon László


16

„felvehető” formában, mint a szennyezetlen barna erdőtalajban. A barna erdőtalajban viszont a fémek nagyobb hányada mutatható ki a „kicserélhető” frakcióból, mint szennyvíziszap komposzt esetén. Ezeket az arányokat a levélcikória Cd, Mn és Zn esetén fémfelvételének mértékével visszatükrözte. 4. A levélcikória a nehézfémek immobilizálásának jelzésére is alkalmasnak bizonyult. A galvániszappal szennyezett talaj természetes zeolitokkal és bentonittal történő kezelése szigifikánsan, átlagosan 32%-kal mérsékelte a levélcikória rizómájának és gyökerének cinkfelvételét. A zeolit és bentonit kijuttatás a szennyezett talaj „kicserélhető” frakciójának cinktartalmát is szignifikáns mértékben lecsökkentette. Mivel általában a talaj mikroelemeinek „kicserélhető” frakciója a legkönnyebben felvehető a növények számára (KABATA-PENDIAS és PENDIAS, 2001), mindez a rizómák és a gyökerek lecsökkent cinkfelvételére magyarázatul szolgál. A kijuttatott adalékok hatására, tendenciaként, kisebb mértékű 16-25 %-os csökkenést figyeltünk meg a növények nikkel-, króm- és rézfelvételében is. 5. Az ún. biomarker enzimek aktivitás-változásukkal jelzik a növényeket ért nehézfém-stressz mértékét (KOVÁCS et al, 1986). A megvizsgált biomarker enzimek közül a peroxidáz (6. ábra) és a glükóz-6-foszfát-dehidrogenáz aktivitás növekedéssel, a 6-foszfoglükonát-dehidrogenáz, izocitromsav-dehidrogenáz és a malát-dehidrogenáz aktivitás csökkenéssel jelezte a levélcikória szerveiben a megemelkedett fémtartalmat. POD-aktivitás 300

nkat/mg protein

250

gyökér

levél

200 150 100 50 0

Szennyezetlen talaj Cd-mal szennyezett (kontroll) talaj

Galvániszappal szennyezett talaj

6. ábra: A peroxidáz (POD) enzim aktivitásának változása a levélcikória gyökérben és a levélben a talaj kadmium- és galvániszap-szennyeződésének hatására a kontrollhoz képest. n=4.

A vízbe, talajba, levegőbe bejutott toxikuselem-szennyeződéseket a megvizsgált indikátor növények tehát jelezték és mérték. A levélcikória a legtöbb esetben a Cd- és Zn-szennyeződést indikálta. Mivel a levélcikória szerveiben a nehézfémek hatására a klorofilltartalom és egyes

Simon László


17

enzimek aktivitása is megváltozott, ez a növény nemcsak passzív akkumulációs, hanem reaktív indikátorfajnak is tekinthető. 3.5. Nehézfémek passzív, indukált és folyamatos fitoextrakciója 1. A galvániszappal szennyezett talajból – nikkel kivételével – a nehézfémek (Cd, Cr, Cu és Zn) jelentős mennyiségben kerültek át a tesztnövényekbe passzív fitoextrakcióval. A növényekben a króm elsősorban a gyökerekben akkumulálódott, míg a többi nehézfém a hajtásba is átszállítódott. A kadmium például a legnagyobb mennyiségben (81 µg g-1) a tarlórépa hajtásában akkumulálódott. A növényekkel kivont fémek összmennyiségét kiszámolva megállapítottuk, hogy a gyökerekbe kétszer több fém került át, mint a hajtásokba. A könnyebben betakarítható hajtásokban az össznehézfém-tartalom (Cd+Cr+Cu+Ni+Zn) általában 200-250 µg g-1 volt egy gramm növényi szárazanyagra vetítve. A teljes növényekre vonatkoztatva a legtöbb nehézfém a tarlórépába (218 µg Cd+Cr+Cu+Ni+Zn) és az amarántba (151 µg) került be, míg a hajtásokkal kivont össznehézfém-tartalom a tarlórépában (118 µg), szareptai mustárban (78,5 µg) és a fehér mustárban (76,7 µg) volt a legnagyobb. Amaránt esetén ez az érték csak 68 µg volt. Figyelembe véve azt, hogy a gyakorlatban kivitelezett fitoextrakció során a hajtást sokkal könnyebb betakarítani, mint a gyökereket, tenyészedényes kísérletünk alapján megállapítottuk, hogy a hét megvizsgált mezőgazdasági növényfajból a Brassicaceae családba tartozó fajok (tarlórépa, szareptai mustár, fehér mustár) vették fel a legtöbb nehézfémet a szennyezett talajból. Ez a tendencia azonban szabadföldi körülmények között más lehet, tekintettel arra, hogy

a

kender

vagy

az

amaránt

kisebb

mértékű

nehézfém-akkumulációját

a

keresztesvirágúaknál jóval nagyobb mértékű hozam (biomassza) ellensúlyozhatja. A felvett nehézfém mennyiségek azonban a talajok gyors, illetve belátható időn belül történő megtisztításához azonban nem elegendőek. 2. Az indukált fitoextrakciót vizsgáló kísérleteink során a szennyezetlen talajból a takarmányretek gyökerei (6,0 µg g-1) és hajtásai (1,4 µg g-1) kevés krómot vettek fel. Krómmal mesterségesen elszennyezett talajból megnőtt ugyan a növények krómakkumulációja, de a Cr jelentős része a gyökerekben maradt. Ha ebbe a krómmal szennyezett talajba kelátképző pikolinsavat

juttattunk

ki,

a

gyökerek

krómtartalma

megduplázódott,

a

hajtásoké

-1

megnégyszereződött, és elérte az 51 µg g -ot. Króm(III)-pikolinát (0,1-200 mg kg-1) talajba juttatásával a növények krómfelvétele fokozatosan nőtt, és elérte a 678 µg g-1-ot a gyökérben és a 137 µg g-1-ot a hajtásban. A króm-

Simon László


18

pikolinát azonban 20 mg kg-1-nál nagyobb mennyiségben erősen gátolta a növények szárazanyag-hozamát. Krómmal (100 mg kg-1) mesterségesen elszennyezett talajon előnevelt takarmányretek és komatsuna hajtásának krómfelvétele már egyszeri pikolinsav kijuttatás után is annyira megnőtt (11,9-ről 30,4 µg g-1-ra takarmányretek esetén, 21,9-ről 44,5 µg g-1-ra komatsuna esetén), hogy a növények elpusztultak. Krómmal szennyezett bőrgyári szennyvíz üledék talajba juttatása esetén vagy galvániszappal szennyezett talajon azonban a krómmobilizáló hatást csak többszöri pikolinsav kijuttatás után és lényegesen kisebb mértékben tapasztaltuk (7. ábra). 10000 Gyökér

µ g Cr/g sz.a.

1000

a

b 100

a

b

b

b

a

a

a 10

ab

Hajtás

b

b

b

ab

a

a

a

a

a

a

a

11

12

a

a

a

c

a

a

b a

a

a

a

1 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

13

14

15

16

Kezelések

7. ábra: Krómtartalmak a takarmányretek (1-13. kezelés) és komatsuna (14-16. kezelés) gyökerében és hajtásában (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2000). Tukey-féle b-próba. Adott kezeléscsoporton (1-4, 5-7, 8-10, 11-13, 14-16) belül a különböző betűindexet kapott azonos növényi szervek értékei szignifikánsan (P<0,05) különböznek egymástól; n=3. Kezelések: 1. Szennyezetlen talaj (SZT), 2. SZT+10 mg kg-1 Cr, 3. SZT+10 mg kg-1 Cr+4x70 mg kg-1 pikolinsav (PS), 4. SZT+4x10 mg kg-1 Cr(III)-pikolinát, 5. SZT+100 mg kg-1 Cr, 6. SZT+100 mg kg-1 Cr+1x700 mg kg-1 PS, 7. SZT+100 mg kg-1 Cr+1x700 mg kg-1 EDTE, 8. SZT+2,5% bőrgyári szennyvíz üledék (BSZÜ), 9. SZT+2,5% BSZÜ+1x700 mg kg-1 PS, 10. SZT+2,5% BSZÜ+4x 700 mg kg-1 PS, 11. Galvániszappal szennyezett talaj (GSZT), 12. GSZT+1x700 mg kg-1 PS, 13. GSZT+4x700 mg kg-1 PS, 14. Szennyezetlen talaj (SZT), 15. SZT+100 mg kg-1 Cr, 16. SZT+ 100 mg kg-1 Cr+1x 700 mg kg-1 PS.

A pikolinsav fémmobilizáló hatását az EDTE-val összehasonlítva megállapítottuk, hogy az előbbi kijuttatása esetén kevesebb nehézfém jelent meg a talajoldatban, mely környezetvédelmi szempontból előnyös jelenség. A két fenti kísérlet alapján megállapítottuk, hogy az ún. indukált fitoextrakció során talajkolloidokhoz erősen kötődő króm egy része mobilizálható, amennyiben a növények talaját kelátképző szerrel, pikolinsavval kezeljük. A komplex kialakulásának mértéke összefügg azonban a króm kötésformáival és mennyiségével a talajban, mivel a króm transzlokációja jóval nagyobb volt a krómsóval mesterségesen elszennyezett talajból, mint a bőrgyári szennyvíz

üledékből,

vagy

a

más

talajtulajdonságokkal

elszennyezett talajból, ahol a krómszennyeződés régen történt.

rendelkező

galvániszappal

Simon László


19

3. A folyamatos fitoextrakciót vizsgáló kísérletünk során a nikkellel és krómmal mesterségesen elszennyezett mindkét talajból (szennyezetlen barna erdőtalaj, galvániszappal szennyezett barna erdőtalaj) az osztrák tarsóka hajtásában olyan sok nikkel akkumulálódott (700, illetve 831 µg g-1 sz.a.), hogy az már megközelítette a nikkelre megállapított 1000 µg g-1-os hiperakkumuláció kritériumot (WENZEL és JOCKWER, 1999). Galvániszappal (12 mg kg-1 Ni, 105 mg kg-1 Cr) szennyezett talajon nevelt növények hajtásának nikkelfelvétele azonban kismértékű

volt,

hiperakkumulációt

ez

esetben

nem

tapasztaltunk.

Kis

kiindulási

nikkelszennyeződés esetén nem volt képes tehát az osztrák tarsóka a nikkelt mobilizálni a galvániszappal szennyezett talajból. A talaj „összes” és „felvehető” nikkeltartalma, illetve az osztrák tarsóka hajtásának nikkelfelvétele között szoros pozitív vagy negatív korrelációt találtunk (2. táblázat). 2. táblázat: Korreláció az osztrák tarsóka hajtásában mért és a talajokban mért „összes”, „felvehető”, és „kicserélhető” nikkeltartalom között (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2001). „összes” „felvehető” „kicserélhető” r (korrelációs együttható) SZT+500 mg kg-1 Ni+500 mg kg-1 Cr -0,99** -0,93** 0,82* GSZT 0,74* 0,99** 0,88** GSZT+500 mg kg-1 Ni+500 mg kg-1 Cr 0,97** 0,77* 0,25 Kezelések

Korreláció-számítás Pearson-eloszlással. *,** = P<0,05; <0,01 szinten statisztikailag szignifikáns, n=3. Rövidítések: SZT=szennyezetlen barna erdőtalaj, GSZT=galvániszappal szennyezett barna erdőtalaj

A nikkellel ellentétben a króm túlnyomó többsége a gyökerekben maradt, nem került be a könnyen betakarítható hajtásba. A tenyészedényes kísérlet eredményeire alapozott elméleti számításokkal megállapítottuk, hogy a növények hajtásainak betakarításával elvileg 2 kg ha-1 az eltávolítható nikkelmennyiség a talajból (a hajtások egyszeri betakarításával 0,7 mg kg-1 Ni távolítható el a talajból). Ahhoz, hogy egy nikkellel enyhén szennyezett talaj nikkelszennyeződését 10 mg kg-1-mal tudjuk csökkenteni, 14-szer kéne osztrák tarsókát a területen termeszteni és hajtását betakarítani. Szabadföldi kísérletek eredményeire alapozott számítások alapján ez a folyamat gyorsabb, és hat betakarítást igényel (MCGRATH et al., 2001). 3.6. Kadmiummal és nikkellel szennyezett víz rizofiltrációja Első tápoldatos kísérletünk alapján megállapítottuk, hogy a tápoldatba mesterségesen kijuttatott 2 mg dm-3 kadmiumból már 48 óra alatt is jelentős mennyiséget vesznek fel a napraforgó (460 µg g-1 sz.a.), sütőtök (415 µg g-1 sz.a.), és a szareptai mustár (1092 µg g-1 sz.a.) gyökerei. Ezek a mennyiségek a kontroll kultúrák gyökereiben mért értékek 383-, 196- és 853-szorosai. A

Simon László

megvizsgált


mezőgazdasági

növényfajok

gyökerének

20

1

grammnyi

szárazanyaga

a

mesterségesen elszennyezett tápoldatba kijuttatott kadmium 5,7–12,4%-át képes 48 órán belül eltávolítani. Második tápoldatos kísérletünkben a szareptai mustár a mesterségesen elszennyezett vízből (2 mg dm-3 Cd és Ni) gyökerei segítségével jelentős mennyiségű kadmiumot (1793−2346 µg g-1) és nikkelt (1088−1192 µg g-1) távolított el. A növények kiemelésével − mindössze 48 órás kölcsönhatás után − a kijuttatott kadmium 40,5%−56,9%-át, a nikkel 29,7%−30,8%-át tudtuk eltávolítani. Amennyiben a növények gyökereit a fémkijuttatás előtt Pseudomonas fluorescens talajbaktériumokkal kezeltük a Cd-, illetve Ni-felvétel megemelkedett. Harmadik tápoldatos kísérletünk alapján megállapítottuk, hogy Cd-toleráns (szennyezett talajból kiszelektált) Pseudomonasokkal (P. cepacia) jobban megnövelhető a növények fajlagos gyökérfelülete (21%-kal jobb lesz a rizofiltrációs kapacitása), mint Cd-érzékeny baktériumokkal. Növények gyökereivel tehát gyorsan és hatékonyan lehet kadmiumot és nikkelt eltávolítani a szennyezett vízből. Pseudomonas talajbaktériumokkal fokozható a növények gyökerének rizofiltrációja, valószínűleg azért, mert a baktériumok hozzákötődnek a gyökerekhez (rizoplán alakul ki) és így megnő az a fajlagos gyökérfelület, amely Cd-ot képes megkötni. Célszerű továbbá a rizofiltráció hatékonyságának megnövelése céljából a rizoplán kialakításához fémadaptált mikrobákat alkalmazni. 3.7. Nehézfémekkel szennyezett talaj fitostabilizációjának vizsgálata A nagy Cd-, Cu-, Mn-, Pb- és Zn-tartalmú, erősen fitotoxikus gyöngyösoroszi bányameddőt meszezéssel és nitrogénsó kijuttatásával termékennyé tettük. A meszezés szignifikánsan lecsökkentette a „felvehető” nehézfémek arányát a bányameddőben. Megállapítottuk, hogy a tenyészedényes kísérlet alatt a tőzeg kijuttatása esetén volt a legkevésbé stabil a meszezett bányameddő pH-ja, mely 1,15 egységgel csökkent. A legelőnyösebb e szempontból a települési szennyvíziszap komposzt vagy kálium-dihidrogén-foszfát kijuttatás volt, mert a kísérlet végén a pH csak 0,22-0,23 egységgel volt kisebb a kiindulási értékhez képest. A meszezett bányameddőbe kijuttatott adalékok különféleképpen változtatták meg a Cd, Cu, Pb és Zn arányát a „kicserélhető” és a „felvehető” frakciókban (8. ábra), mely a legtöbb esetben összefüggésben volt a növények által akkumulált nehézfém-mennyiségekkel.

Simon László


0,5 % CaCO3 (1) 1+5% települési szennyvíziszap komposzt (2) 1+5% tőzeg (3) 1+7.5% zeolit(4) 1+0.5% KH2PO4 (5) 0,03% Kombinált (1+2+3+4+5)

21

0.5 % CaCO3 (1) 1+5% települési szennyvíziszap komposzt (2) 1+5% tőzeg (3) 1+7.5% zeolit (4) 1+0.5% KH2PO4 (5) Kombinált (1+2+3+4+5) 0,54%

0,01%

1,33%

0,45%

0,07% 0,05% 0,02%

0,98%

1,22% 1,19%

kicserélhető Zn

"felvehető"Zn

0,72%

8. ábra: A meszezett bányameddőbe kijuttatott különféle adalékok hatása a kicserélhető és „felvehető cink arányára (relatív %) az „összes” cinktartalomhoz viszonyítva (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2001).

Tőzeg kijuttatás esetén jelent meg, pl. a legtöbb cink a „kicserélhető” frakcióban (8. ábra), és ez esetben mértünk a legtöbb cinket a növények gyökerében (943 µg g-1) és hajtásában (448 µg g-1) is. A többi adalék kijuttatása esetén a vörös csenkesz gyökerében kevesebb, mint 363 µg g-1, hajtásában pedig kevesebb, mint 100 µg g-1 cink akkumulálódott. Megállapítottuk, hogy a növényekben akkor jelenik meg a legkevesebb nehézfém, ha a meszezett bányameddőt szennyvíziszap

komposzttal,

illetve

zeolittal

kezeljük.

A

települési

szennyvíziszap

komposztnak volt összességében a legkedvezőbb hatása a meszezett bányameddőn nevelt növények szárazanyag-hozamára is, míg e szempontból a legkevésbé előnyös a káliumdihidrogén-foszfát kijuttatás volt. A mész, a települési szennyvíziszap komposzt és a zeolit együttes alkalmazása, és a növények gyökerei meggátolták a nehézfémek kimosódását, mivel a kezelésben nem részesült bányameddőhöz

képest

a

bányameddőn

átszüremlett

vízben

(infiltrátumban)

egy

nagyságrenddel (Cd és Zn), illetve két nagyságrenddel (Mn) kevesebb fém jelent meg. Csak a három adalék együttes kijuttatása esetén alakult ki a vörös csenkesz gyökerei és a Zn-toleráns Glomus intraradices arbuszkuláris mikorrhiza gombák között szimbiózis. A mikorrhizált kultúrákban – tendenciaként – a hajtások nehézfém-akkumulációjának (Cd 3555%-kal, Cu 10-34%-kal, Mn 14-55%-kal, Zn 22-44%-kal) csökkenését figyeltük meg. A mikorrhiza kolonizáció nem befolyásolta szignifikánsan a kultúrák szárazanyag-hozamát. A tanulmányozott bányameddőt többféle adalék együttes kijuttatásával lehet tehát eredményesen (és tartósan) stabilizálni. A stabilizált bányameddőn arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal szimbiózisban élő vörös csenkesz telepíthető meg, mely gyökerei hozzájárulnak a nehézfémek fitostabilizációjához.

Simon László


22

ÚJ TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK 1. Az alumíniumtoxicitás mértéke paradicsom esetén fajtafüggőnek bizonyult. Az Al-toleráns

paradicsomfajta gyökerében kevesebb Al akkumulálódik, kevésbé gátlódik a fotoszintézis és a szárazanyag-akkumuláció, valamint a szénhidrát-anyagcserében kulcsszerepet játszó savas és neutrális invertáz enzimek aktivitása a gyökérben, mint az Al-érzékeny fajtában. 2. Kis kolloidtartalmú, enyhén savanyú, szennyezetlen vályogos homok barna erdőtalajból

nem kerül be veszélyes mennyiségű kadmium a napraforgó kaszatbélbe. Ha azonban a kadmiumot hasonló tulajdonságokkal rendelkező talajba juttatjuk ki, akkor az gyorsan és nagy mennyiségben áthelyeződik a napraforgó virágkezdeményébe, így fennáll a kaszatba kerülés veszélye. 3. A nyíregyházi szennyvíziszap komposztból elsősorban a Cu és a Zn kerül be az árpa, búza

és kukorica leveleibe. Egyszeri, 40 t ha-1-os szennyvíziszap kijuttatás esetén nem kerültek be azonban veszélyes mennyiségben nehézfémek a kukorica szemtermésébe. 4. A levélcikória és a gyermekláncfű a víz és a talaj kadmiumszennyezettségének érzékenyen

fitoindikátor növénye. A felvett kadmiumtartalommal arányosan lecsökkent a levelek klorofilltartalma. A levélcikória alkalmas a talaj galvániszapból vagy szennyvíziszap komposztból származó nehézfém (elsősorban a Cd, Zn és a Mn) -szennyeződésének jelzésére és mérésére oly módon, hogy szöveteinek kémiai összetétele, illetve sejtjeinek enzimaktivitása megváltozik. A levélcikória tehát passzív akkumulációs indikátornak és egyben reaktív indikátorfajnak is tekinthető. 5. A városi útszéli feltalajok toxikuselem-szennyezettségét (Pb, Cd, Zn, Na), illetve a

légkörből történő Pb kiülepedést mezei katánggal és annak termesztett változatával, levélcikóriával és lehet jelezni és mérni. 6. Annak ellenére, hogy a passzív fitoextrakció során a Brassicaceae családba tartozó fajok

(tarlórépa, szareptai mustár, fehér mustár) viszonylag sok nehézfémet vettek fel a szennyezett talajból, a könnyen betakarítható hajtásba nem került be annyi nehézfém, hogy a növényeket hatékony fitoremediációs célra alkalmazzuk. 7. A talajkolloidokhoz igen erősen kötődő króm az ún. indukált fitoextrakció során pikolinsav

kijuttatásával mobilizálható. A Cr(III)-pikolinát talajba juttatása elősegíti a növények krómfelvételét és hajtásba szállítódását. 8. Az osztrák tarsóka a folyamatos fitoextrakció során jelentős mennyiségű nikkelt akkumulált

hajtásában a szennyezett talajból, króm hiperakkumulációra azonban nem alkalmas. A

Simon László


23

növények által felvett nikkeltartalom a talaj „összes” és „kicserélhető” nikkeltartalmával áll pozitív vagy negatív korrelációban. 9. Szennyezett vízből jelentős mennyiségű Cd és Ni távolítható el rizofiltrációval (növényi

gyökerekkel), melynek mértékét a gyökerekhez kijuttatott fém-toleráns Pseudomonas talajbaktériumokkal növelni lehet. 10. A bányameddőben lévő nehézfémeket többféle adalék (elsősorban mész, illetve szerves

anyagokban, nitrogénben, foszforban, mikroelemekben gazdag települési szennyvíziszap komposzt, valamint a fémek megkötésére alkalmas természetes zeolit) kombinált kijuttatásával lehet eredményesen stabilizálni. Ezen a közegen arbuszkulált mikorrhiza gombákkal szimbiózisban élő vörös csenkesz telepíthető meg. A TUDOMÁNYOS EREDMÉNYEK GYAKORLATI JELENTŐSÉGE 1. Mivel az alumíniumtoxicitás kialakulásának mértéke fajtafüggőnek bizonyult, az

alumínium-stressz hatására megváltozó növényélettani folyamatok mérése (fotoszintézis, sztóma záródás, invertáz enzimek aktivitása) gyakorlati segítséget jelenthet az alumíniummérgezést eltűrő, toleráns kultúrnövények szelektálásában. 2. A nyíregyházi szennyvíziszap komposzt megfelelően kis mennyiségben a talajba juttatva

előnyösen

befolyásolja

a

kukorica

szárazanyag-hozamát

és

szemtermésének

mennyiségét. 3. Mivel a kozmopolita gyomnövény mezei katáng (Cichorium intybus L.) és annak több

országban termesztett változata a levélcikória (Cichorium intybus L. var. foliosum Hegi) a környezeti paraméterek (pl. talajtípus, éghajlati tényezők) iránt nem igényes, a mérsékelt égövben e két növényt a nehézfém-szennyeződés nemzetközi monitoring növényeként lehetne alkalmazni. 4. Mivel a pikolinsav elősegíti a krómnak a növények hajtásába kerülését, ezt a jelenséget

az indukált fitoextrakcióval történő talajremediáció, illetve a krómmal dúsított takarmányok és élelmiszerek előállítása során lehetne a gyakorlatban hasznosítani.

Simon László


24

IRODALOM ALISSON, J.D., D.S. BROWN, K.J. NOVO-GRADAC, 1991. Minteqa2/Prodefa2, a Geochemical Assessment Model for Environmental Systems: Version 3.0 User's Manual. Environmental Research Laboratory Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency. Athens, GA. HILDEBRANDT, U., M. KALDORF, H. BOTHE, 1999. The zinc violet and its colonization by arbuscular mycorrhizal fungi. Journal of Plant Physiology 154:709−717. KABATA-PENDIAS, A. H. PENDIAS, 2001. Trace Elements in Soils and Plants (3rd edition). CRC Press LLC.Boca Raton, London, New York, Washington, D.C. KÁDÁR I., 1995. A talaj–növény–állat–ember tápláléklánc szennyeződése kémiai elemekkel Magyarországon. KTM, MTA-TAKI. Akaprint. Budapest. KÁDÁR, I. 1998. Savanyú talajok meszezésének szükségessége teljes körű állami támogatással. In: Talajsavanyodási helyzetkép és megoldások. (Szerk.: SCHMIDT R., SZAKÁL P.). Pannon Agrártudományi Egyetem Mezőgazdaságtudományi Kar. Mosonmagyaróvár. pp.13-71. KOVÁCS M., PODANI J., TUBA Z., TURCSÁNYI G., 1986. A környezetszennyezést jelző és mérő élőlények. Mezőgazdasági Kiadó, Budapest. KOVÁCS, B., Z. GYŐRI, J. PROKISCH, J. LOCH, P. DÁNIEL. 1996. A study of plant sample preparation and inductively coupled plasma emission spectrometry parameters. Communications in Soil Science and Plant Analysis 27:1177-1198. LAKANEN E., R. ERVIÖ, 1971. A comparison of eight extractants for determination of plant available micronutrients in soil. Acta Agronomica Fennica 123: 223-232. LI, Y-M., R.L. CHANEY, A.A. SCHNEITER, J.F. MILLER. 1995. Genotypic variation in kernel cadmium concentration in sunflower germplasm under varying soil conditions. Crop Science 35:137-141. LYNE, R.L., T. AP REES, 1971. Invertase and sugar content during differentiation of roots of Pisum sativum. Phytochemistry 10:2593-2599. MCGRATH, S.P., F.J. ZHAO, E.LOMBI, 2002. Phytoremediation of metals, metalloids, and radionuclides. Advances in Agronomy 75:1-56. Academic Press Inc., San Diego. MÁTHÉNÉ GÁSPÁR G., ANTON A., 2004. Toxikuselem-szennyeződés fitoremediációval. Agrokémia és Talajtan 53:413-432.

káros

hatásainak

mérséklése

NÉMETH T., PÁSZTOR L., SZABÓ J., BAKACSI Zs., CSÖKLI G., ZÁGONI B., 2000. Talajdegradációs folyamatok térinformatikai alapú, térségi szintű elemzése. Agrokémia és Talajtan:49:3-19. SIMON L. (szerk.), 1999. Talajszennyeződés, talajtisztítás. Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató, 5. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest. SIMON L., 2001. Effects of natural zeolite and bentonite on the phytoavailability of heavy metals in chicory. In: Environmental Restoration of Metals Contaminated Soil (Ed. ISKANDAR, I.K.). Chapter 13. Lewis Publishers. Boca Raton. pp. 261-271. SIMON L., 2004. Fitoremediáció. Környezetvédelmi Füzetek. BMKE OMIKK, Budapest. VERMES L., 1995. A talajszennyezettség megelőzésének, illetve felszámolásának jelentősége és lehetőségei. Agrokémia és Talajtan 44:293-298. VÁRALLYAY, GY. 2005. Soil multifunctionality as a key issue in sustainable development. In: Proceedings of the International Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1. Environmental Management and Environmental Protection. October 13-15, 2005. Nyíregyháza, Hungary. (Ed.: SIMON, L.). Continent-Ph. Nyíregyháza. pp. 61-66. VÁRALLYAY, GY., M. RÉDLY, A. MURÁNYI, J. SZABÓ, 1993. Map of the susceptibility of soils to acidification in Hungary. Agrokémia és Talajtan 42:35-42. WENZEL, W.W., F. JOCKWER, 1999. Accumulation of heavy metals in plants grown on mineralised soils of the Austrian Alps. Environonmental Pollution 104:145-155. WRIGHT, R.J. 1989. Soil aluminum toxicity and plant growth. Communications in Soil Science and Plant Analysis 20:1479-1497.

Simon László

AZ AKADÉMIAI KÖZLEMÉNYEK


DOKTORI

ÉRTEKEZÉS

TÉMAKÖRÉBEN

25

MEGJELENT

Könyv, könyvfejezet, kiadvány, könymelléklet, monográfia Simon, L., J. Prokisch, B. Kovács, 1997. Chicory (Cichorium intybus, L.) as bioindicator of heavy metal contamination. In: Contaminated Soils. Third International Conference on the Biogeochemistry of Trace Elements. Paris, France. May 15-19, 1995. (Ed.: Prost, R.). INRA Editions. Paris, France. CD-ROM. \data\communic\066.PDF, Colloque n°85. ISBN 2-7380-0775-9 (könyvmelléklet CD lemezen). pp.1-10. Simon, L., J. Prokisch, B. Kovács, Z. Győri, 1998. Phytoextraction of heavy metals from a galvanic mud contaminated soil. In: Soil Pollution. (Ed.: Filep, Gy.). International Seminar (TEMPUS JEP 9240). Debrecen, 1997. Agricultural University of Debrecen, Debrecen. pp. 274-286. ISBN 963 0364 06 9. Simon L. (szerk.), 1999. Talajszennyeződés, talajtisztítás. Környezetügyi Műszaki Gazdasági Tájékoztató. 5. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet. Budapest. 1-221. old. ISBN 963 602 740 4, ISSN 963 602 740 4, ETO 631.4+614.76. Simon L., 1999. Talajszennyeződés (1. fejezet). A talaj szennyeződése szervetlen anyagokkal (2. fejezet). Környezetvédelmi analitikai eljárások (4.3. fejezet). Néhány talajremediációs eljárás részletes ismertetése (9. fejezet). In: Talajszennyeződés, talajtiszítás. (Szerk.: Simon L.). KMGT-5. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest. 1-3., 3-32., 70-74., 165-185. old. Anton A., Simon L., 1999. A talaj szennyeződése szerves anyagokkal (3. fejezet). In: Talajszennyeződés, talajtiszítás. (Szerk.: Simon L.). KMGT-5. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest. 33-54. old. Simon L., 2001. Effects of natural zeolite and bentonite on the phytoavailability of heavy metals in chicory. In: Environmental Restoration of Metals Contaminated Soil. Chapter 13. (Ed. Iskandar, I.K.). Lewis Publishers, Boca Raton, pp. 261-271. ISBN 0-56670-457-X. Simon L., 2001. Heavy metal accumulation from sewage sludge compost amended soil in spring wheat, spring barley, and maize. In: Pollution and Water Resources. Vol. XXXII. (1998-2001). (Ed.: Halasi-Kun, G.J., Ass. eds. Sinóros-Szabó, B., R. Lo Pinto, B. Marosvölgyi). Columbia University Seminars. Printed in Hungary. pp. 239-246. ISBN 963-202-579-2. Simon L., Szilágyi M. (szerk.), 2003. Mikroelemek a táplálékláncban. Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza. 1-473 old. ISBN:963 9385 81 6. Simon L., 2003. Kadmium rizofiltráció vizsgálata. In: Mikroelemek a táplálékláncban. (Szerk.: Simon L., Szilágyi M.). Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza. 193-202. old. Szegvári I., Simon L., Prokisch J., 2003. Pikolinsav és króm(III)-pikolinát hatása a takarmányretek és a komatsuna krómfelvételére. In: Mikroelemek a táplálékláncban. (Szerk.: Simon L., Szilágyi M.). Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza. 238-251. old. Uri Zs., Simon L., Kovács B., 2003. Szudánifű nehézfém akkumulációjának vizsgálata szennyvíziszapokkal kezelt talajból. In: Mikroelemek a táplálékláncban. (Szerk.: Simon L., Szilágyi M.). Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza. 291-300. old. Vincze Gy., Simon L., 2003. Nehézfém-szennyeződés hatása a levélcikória enzimeinek aktivitására. In: Mikroelemek a táplálékláncban. (Szerk.: Simon L., Szilágyi M.). Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza. 301-314. old. Simon L., 2004. Fitoremediáció. Környezetvédelmi Füzetek. Azonosító: 2318. BMKE OMIKK, Budapest. 1-59. old. ISBN: 963 593 429 0 (monográfia). Simon, L. (ed.), 2005. Proceedings of the International Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1. Environmental Management and Environmental Protection. October 13-15, 2005. Nyíregyháza, Hungary. Continent-Ph., Nyíregyháza. pp. 1-298. (ISBN: 963 86918 0 8 Ö, ISBN:963 86918 2 4).

Simon László


26

Tudományos közlemények folyóiratokban Simon, L. T. Smalley, J.B. Jones, F.T. Lasseigne, 1994. Aluminum toxicity in tomato (Lycopersicon esculentum Mill.). Part 1. Growth and mineral nutrition. Journal of Plant Nutrition 17(2-3): 293-306. Simon, L., M. Rieger, S.S. Sung, T. Smalley, 1994. Aluminum toxicity in tomato (Lycopersicon esculentum Mill.). Part 2. Leaf gas exchange, chlorophyll content, and invertase activity. Journal of Plant Nutrition 17 (2-3): 307-317. Simon, L., H.W. Martin, D.C. Adriano, 1996. Chicory (Cichorium intybus L.) and dandelion (Taraxacum officinale Web.) as phytoindicators of cadmium contamination. Water, Air and Soil Pollution 91(3-4): 351362. Martin, W. T.R. Young, D.I. Kaplan, L. Simon, D.C. Adriano, 1996. Evaluation of three herbaceous index plant species for bioavailability of soil cadmium, chromium, nickel and vanadium. Plant and Soil 182:199207. Simon L., 1998. Cadmium accumulation and distribution in sunflower plant. J. Plant Nutrition 21:341-352. Simon L., Vágvölgyi S., Győri Z., 1999. Kadmium akkumuláció vizsgálata napraforgó (Helianthus annuus L.) növényben. Agrokémia és Talajtan 48(1-2): 99-108. Simon L., Szente K., 2000. Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica nitrogéntartalmára, néhány élettani jellemzőjére és hozamára. Agrokémia és Talajtan 49(1-2): 231-246. Simon L, Prokisch J., Győri Z., 2000. Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica nehézfémakkumulációjára. Agrokémia és Talajtan 49(1-2): 247-255. Simon, L., M. Fodor, I. Pais, 2001. Effects of zirconium on the growth and photosynthetic pigment composition of Chlorella pyrenoidosa green algae. Journal of Plant Nutrition 47(1):159-174. Simon, L., 2001. Heavy metals, sodium and sulphur in urban topsoils and in the indicator plant chicory (Cichorium intybus L.). Acta Agronomica Hungarica 49(1): 1-13. Simon, L., I. Szegvári, J. Prokisch, 2001. Enhancement of chromium phytoextraction capacity in fodder radish with picolinic acid. Environmental Geochemistry and Health 23: 313-316. Szegvári I, Prokisch J., Simon L., Várallyai L., 2003. Króm(III)-pikolinát adszorpciójának vizsgálata néhány talajtípuson. Debreceni Egyetem Agrártudományi Közlemények 10. Acta Agraria Debreciensis. Különszám. 190-193 old. Simon L., I. Szegvári, J. Csillag, 2003. Impact of picolinic acid on the chromium accumulation in fodder radish and komatsuna. Plant and Soil 254: 337-348. Simon, L. és Biró B., 2005. Adalékanyagok, vörös csenkesz és Zn-toleráns arbuszkuláris mikorrhiza gombák szerepe a nehézfémekkel szennyezett gyöngyösoroszi bányameddő remediációjában. Agrokémia és Talajtan 54(1-2): 163-176. Simon, L., 2005. Stabilization of metals in acidic mine spoil with amendments and red fescue (Festuca rubra L.) growth. Environmental Geochemistry and Health 27: 289-300. Uri Zs., Simon L., 2005. Települési szennyvíziszapok hatása a takarmánynövények réz és cink akkumulációjára. Acta Agronomica Óváriensis 47(1): 61-66. Szegvári, I., Simon L., Prokisch J., 2005. Króm(III)-pikolinát vizsgálata a talaj-növény rendszerben. Agrokémia és Talajtan 54(3-4): 417-426. Uri Zs., Lukácsné Veres E., Kátai J., Simon L., 2005. Települési szennyvíziszapok hatása a talaj mikroorganizmusaira és enzimaktivitására. Agrokémia és Talajtan 54(3-4): 439-450. Simon, L., J. Tamás, E. Kovács, B. Kovács, B. Biró, 2006. Stabilisation of metals in mine spoil with amendments and growth of red fescue in symbiosis with mycorrhizal fungi. Plant Soil and Environment 52(9): 385-391.

Simon László


27

Tudományos közlemények konferencia kiadványokban Simon, L., M. Novák-Fodor, T. Papp, F. Hajdu, Á. Balogh, I. Pais, 1992. The effect of zirconium on the Chlorella pyrenoidosa green algae. Proceedings of the 5th International Trace Element Symposium. August 1992, Budapest. (Ed.: Pais, I.). University of Horticulture and Food Industry, Budapest. pp. 61-74. Simon, L., Z. Pomázi, J. Fischinger, B. Kovács, J. Prokisch, 1994. Bioindication of heavy metals in composted sewage sludge with chicory (Cichorium intybus L.). In: Proceedings of the 6th International Trace Element Symposium. (Ed.: Pais, I.). July 1994. University of Horticulture and Food Sciences. Budapest. pp. 339-342. Pomázi Z., Fischinger J., Simon L., 1995. Szennyvíziszap komposzt nehézfém szennyezettségének jelzése és mérése cikóriasalátával. In: Nemzetközi Környezetvédelmi Ifjúsági Konferencia, International Youth Conference on Environmental Protection. Konferencia kiadvány. Mezőtúr, 1995. július 5-7. (Szerk.: Krizsán J.). Szolnok. 189-201. old. Simon, L., B. Kovács, J. Prokisch, Z. Győri, 1995. Bioindication of the heavy metal contamination of soils with chicory (Cichorium intybus L.). In: Proceedings of the scientific conference: "Soil environment – degradation and improving", Agricultural University of Wroclaw, 20-22 September, 1995. (Eds.: Szerszen, L., A. Bogda, T. Chodak). Zeszyty Problemowe Postepów Nauk Rolniczych. Zeszyt 418. Polska Akademia Nauk Wydzial Nauk Rolnicych i Lesnych, KGiChR PAN, Warszawa, Poland. pp. 761-764. (ISSN 00845477). Simon, L., 1996. Szennyvíziszap komposztálás és hasznosítás Nyíregyházán, az I. sz. szennyvíztelepen. 2. rész: Komposztált szennyvíziszap hatása mezőgazdasági haszonnövények tápelem felvételére és nehézfém akkumulációjára. In: Magyar Hidrológiai Társaság. XIV. Országos Vándorgyűlés. Sopron 1996. május. Konferencia-kiadvány II. kötet. (Szerk.: Dudinszky L-né). Magyar Hidrológiai Társaság. Budapest. 829-847. old. Simon, L., J. Prokisch, B. Kovács, S. Balázsy, Z. Győri, 1996. Accumulation of heavy metals from contaminated soil in chicory indicator plant, and soil remediation effects of zeolite and bentonite. In: Proceedings of the 7th International Trace Element Symposium. June 1996. Budapest, Hungary (Ed.: Pais, I.). University of Horticulture and Food Sciences. Budapest. pp. 83-88. Simon, L., 1999. Phytoremediation of heavy metal contaminated soil. In: Proceedings of the 8th International Trace Element Symposium. September 1998. Budapest, Hungary. (Ed.: Pais, I.). University of Horticulture and Food Sciences. Budapest. pp. 46-51. Simon, L., I. Szegvári, J. Prokisch, 2000. Study of the phytoextraction of chromium from contaminated soils. Proceedings of the 9th International Trace Element Symposium. September 2000. (Ed.: Pais, I.). Szt István University Faculty of Food Science. Budapest. pp. 239-255. Lakatos,G., I. Mészáros, L. Simon, A. Tóth, M. Kiss, 2001. Phytoremediation and phytoextraction as new methods in environmental protection. In: Proceedings International Workshop on Environmental Policy in Eastern and Western Europe. Debrecen, Hungary. 28-30. August, 1999. (Ed.: Lakatos, Gy.). Acta Pericemonologica Rerum Ambientum Debrecina. Tomus I. pp.100-106. (ISSN 1588 2284). Keresztúri P., G. Lakatos, I. Mészáros, L. Simon, V. Paksi, 2002. Phytoextraction of heavy metals by plants from a contaminated sediment. In: Proceedings of the 10th International Trace Element Symposium. July 2002. Budapest, Hungary. (Ed.: Pais, I.). pp. 129-136. (ISBN 963 9256 951). Keresztúri P., G. Lakatos, I. Mészáros, L. Simon, V. Paksi, 2002. Extensive phytoextraction of chromium by spontaneously formationed vegetation in sewage sludge settling pond system of a Hungarian leather factory. In: Conference Proceedings. Agricultural, Biological, Environmental, Nutritional and Medical Importance of Macro, Trace and Ultra Trace Elements. 21th Workshop. October 18-19, 2002. Friedrich Schiller University. Jena, Germany. (Eds.: Anke, M., R. Müller, U. Schäfer, M. Stoeppler). Schubert -Verlag, Leipzig, pp. 360363. (ISBN 3-929526-73-5, ISSN 1430-9637). Simon L., W. Wenzel, 2003. Accumulation of nickel and chromium in Thlaspi goesingense Hal. In: Proceedings of the 10th International Trace Element Symposium. July 2002. (Ed.: Pais, I.). Szt István University Budapest, Hungary. pp. 221-240. (ISBN 963 9256 951)

Simon László


28

Uri, Z., L. Simon, 2003. Heavy metals in sewage sludges from Eastern Hungary. In: Proceedings of the 10th International Trace Element Symposium. July 2002. Budapest, Hungary. (Ed.: Pais, I.). Szt István University pp. 334-341.(ISBN 963 9256 951) Keresztúri P., G. Lakatos, Z. Uri, L. Simon, 2003. Evaluation of possibility of phytostabilization of heavy metals by plants. Proceedings of the 5th International Multidisciplinary Conference. Baia Mare, Romania, May 23-24, 2003. (Eds.: Peter, D.C., E. Micu, E, Pay, V. Tisan). Serie C. Volume XVII. pp. 243-246. , (ISSN 1224-3264). Uri Z., L. Simon, P. Keresztúri, 2003. Accumulation of heavy metals in rye (Secale cereale L.) from municipal sewage sludges. Proceedings of the 5th International Multidisciplinary Conference. Baia Mare, Romania, May 23-24, 2003. (Eds.: Peter, D.C., E. Micu, E, Pay, V. Tisan). Serie C, Volume XVII. pp. 529532. (ISSN 1224-3264). Simon L. 2005. Pseudomonas baktériumok szerepe a toxikus kadmium és nikkel rizofiltrációjában. In: „Tudásalapú gazdaság és életminőség”. A „Magyar Tudomány Napja” alkalmából rendezett SzabolcsSzatmár-Bereg megyei Tudományos Konferencia anyagának bemutatása (2004. november 9-i szekcióülések). (Szerk.: Galó M., Vass L-né). Szabolcs-Szatmár-Bereg megyei Tudományos Közalapítvány Füzetei 21. Szabolcs-Szatmár-Bereg megyei Tudományos Közalapítvány Kuratóriuma. Nyíregyháza, 2005. pp. 456-460. (ISSN 1215-7686, ISBN 963 218 743 1) Simon, L., 2005. Can Pseudomonads, rhizobacteria or ethylene enhance the cadmium rhizofiltration of Indian mustard? In: Proceedings of the International Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1. Environmental Management and Environmental Protection. October 13-15, 2005. Nyíregyháza, Hungary. (Ed.: Simon, L.). Continent-Ph., Nyíregyháza. pp. 103-108. (ISBN:963 86918 0 8 Ö, ISBN:963 86918 2 4). Uri, Zs., Z. Győri, L. Simon, 2005. Accumulation of cadmium, chromium, copper, nickel, lead and zinc from sewage sludges in soil and rye. In: Proceedings of the International Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1. Environmental Management and Environmental Protection. October 13-15, 2005. Nyíregyháza, Hungary. (Ed.: Simon, L.). Continent-Ph. Nyíregyháza. pp. 49-54. (ISBN:963 86918 0 8 Ö, ISBN:963 86918 2 4). Uri, Zs., Sz. Thyll, L. Simon, 2005. Impact of municipal sewage sludges on heavy metal accumulation in soil and fodder rape. In: Proceedings of the International Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1. Environmental Management and Environmental Protection. October 13-15, 2005. Nyíregyháza, Hungary. (Ed.: Simon, L.). Continent-Ph. Nyíregyháza. pp. 55-60. (ISBN:963 86918 0 8 Ö, ISBN:963 86918 2 4). L. Simon, É. Széles, B. Kovács, J. Prokisch, Z. Győri, 2006. Phytoextraction of selenium from contaminated soils with Indian mustard, fodder radish and alfalfa. In: Proceedings of the International Symposium on Trace Elements in the Food Chain. Budapest, May 25-27, 2006. (Ed.: Szilágyi, M., Szentmihályi K.). Working Committee on Trace Elements of the Complex Committee Hungarian Academy of Sciences and Institute of Material and Environmental Chemistry of the Hungarian Academy of Sciences. Budapest, Hungary. pp. 40-44. (ISBN 963 7067 132). Uri, Zs., L. Simon, 2006. Investigation of the accumulation of heavy metals from sewage sludges in fodder pea. In: Proceedings of the International Symposium on Trace Elements in the Food Chain. Budapest, May 25-27, 2006. (Ed.: Szilágyi, M., Szentmihályi K.). Working Committee on Trace Elements of the Complex Committee Hungarian Academy of Sciences and Institute of Material and Environmental Chemistry of the Hungarian Academy of Sciences. Budapest, Hungary. pp. 210-214. (ISBN 963 7067 132).

Simon László


29

Tudományos ismeretterjesztő cikkek Simon L., 2005. Fitoremediáció – talaj-és víztisztítás növényekkel. Környezetvédelem 2005/4. szám: 24-25. old. Simon L., 2006. Talajtisztítás – növényekkel. Élet és Tudomány LXI. évf. 6. szám: 166-168. old. (OTKA – Élet és Tudomány Egyesület – Élet és Tudomány Szerkesztősége által meghirdetett cikkpályázat különdíjas cikke).

Az értekezés témájához kötődő főiskolai jegyzetek Simon L., 1995. Agrokémiai és talajtani gyakorlatok (talajdegradációs fejezetekkel). GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar. Nyíregyháza. 1-96. old. (lektorálta: dr. Filep György, dr. Füleky György) Simon L., 1998. Talajtisztítás, talajszennyeződés. GATE Mezőgazdasági Főiskolai Kar. Nyíregyháza.1-61. old. (lektorálta: dr. Máté Ferenc, dr. Vermes László).

Simon László


30

Az akadémiai doktori értekezésben összefoglalt kutatások támogatói: 1994 1994-1995 1995-1997

1997 1997-2000 1998-2000 1999-2001

2002 2003-2006 2002-2006

FM-08/1994 állami kutatási feladat (kari diszciplináris kutatás, témavezető: dr. Simon László) Alapítvány a Magyar Felsőoktatásért és Kutatásért (MKM), 560/94 program: „Környezettudományi kutatás meghonosítása és eredményeinek bevezetése a mezőgazdasági üzemmérnök képzésbe”. (témavezető dr. Simon László). Országos Tudományos Kutatási Alapprogram, F16906 program: „Nehézfémszennyezés bioindikációja mezőgazdasági tesztnövényekkel” (témavezető dr. Simon László). Az Agrár-1 OTKA zsűri értékelése a pályázat teljesítéséről: „kiválóan megfelelt”. Alapítvány a Magyar Felsőoktatásért és Kutatásért (MKM), AMFK 681/96 program: „Nehézfémekkel szennyezett talaj remediációjának vizsgálata” (témavezető dr. Simon László). Földművelésügyi Minisztérium, FM 27240/11/97: „Homoktalajok javítási lehetősége komposztált szennyvíziszap alkalmazásával” (témavezető: dr. Győri Zoltán, résztvevő dr. Simon László). Országos Tudományos Kutatási Alapprogram, F26349 program: "Króm ionformák analitikája és alkalmazása a talajkémiában" (témavezető: dr. Prokisch József, résztvevő dr. Simon László). Országos Tudományos Kutatási Alapprogram T30230 program: „Nehézfémmel szennyezett talajok remediációja fitoextrakcióval, fitostabilizációval és rizofiltrációval” (témavezető dr. Simon László). Az Agrár-3 OTKA zsűri értékelése a pályázat teljesítéséről: „kiválóan megfelelt” a maximálisan adható pontok 100%-val. Nyíregyházi Főiskola Tudományos Bizottsága, FKP-05/2002 kutatási téma: „Multidiszciplináris agrár-környezetgazdálkodási kutatások” (témavezető dr. Simon László). Országos Tudományos Kutatási Alapprogram, T43479 program: “A rizoszférában lezajló folyamatok tanulmányozása a fitoremediáció során” (témavezető dr. Simon László). Európai Unió COST 631 projekt (European Co-operation in the field of Science and Technology): “Understanding and modelling plant-soil interactions in the rhizosphere environment” (témavezető Dr. Walter Wenzel és dr. Phillipe Hinsinger, magyarországi igazgató-bizottsági tag: dr. Simon László).

Simon László

JEGYZETEK:


31

Simon László

JEGYZETEK:


32

TOXIKUS ELEMEK AKKUMULÁCIÓJA, FITOINDIKÁCIÓJA ÉS FITOREMEDIÁCIÓJA A TALAJ-NÖVÉNY RENDSZERBEN

Recommend Documents