Create successful ePaper yourself
Turn your PDF publications into a flip-book with our unique Google optimized e-Paper software.
Különszám<br />
TALAJAINK A VÁLTOZÓ<br />
TERMÉSZETI ÉS TÁRSADALMI<br />
HATÁSOK KÖZÖTT<br />
Szerkesztette<br />
Farsang Andrea<br />
Ladányi Zsuzsanna<br />
Talajvédelmi Alapítvány
TALAJAINK A VÁLTOZÓ TERMÉSZETI ÉS<br />
TÁRSADALMI HATÁSOK KÖZÖTT
Talajvédelmi Alapítvány<br />
Elnök<br />
Szabó Péter<br />
Cím<br />
H-1126 Budapest, Zulejka u. 4.
TALAJAINK A VÁLTOZÓ<br />
TERMÉSZETI ÉS TÁRSADALMI HATÁSOK KÖZÖTT<br />
TALAJTANI VÁNDORGYŐLÉS<br />
SZEGED<br />
Talajvédelmi Alapítvány<br />
<strong>Magyar</strong> <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong><br />
SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék<br />
Szeged, 2011
Kötetszerkesztı<br />
Farsang Andrea, Ladányi Zsuzsanna<br />
A kötet lektorai<br />
Bidló András, Barta Károly, Biró Borbála, Blaskó Lajos, Czinkota Imre,<br />
Farsang Andrea, Füleky György, Makó András, Máté Ferenc, Mezısi Gábor,<br />
Michéli Erika, Rajkai Kálmán, Simon László, Sisák István, Szalai Zoltán,<br />
Szabóné Kele Gabriella, Szegi Tamás, Várallyay György, Zsigrai György<br />
©Talajvédelmi Alapítvány, 2011<br />
Minden jog fenntartva<br />
ISBN 978-963-306-089-6<br />
Nyomda<br />
Gyomapress Kft.<br />
Felelıs vezetı: Varga Mihály<br />
H-5500, Gyomaendrıd, Fı út 81/1.<br />
Kiadó<br />
Talajvédelmi Alapítvány<br />
H-1126 Budapest, Zulejka u. 4.<br />
<strong>Magyar</strong> <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong><br />
H-2100 Gödöllı, Páter Károly u. 1.
TALAJTANI VÁNDORGYŐLÉS<br />
Szeged,<br />
2010. szeptember 3-4.
Rendezık<br />
<strong>Magyar</strong> <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong><br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Bizottsága<br />
SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék<br />
A Vándorgyőlés helyszíne<br />
Szegedi Tudományegyetem, H-6722 Szeged, Egyetem u. 2-6.<br />
A Vándorgyőlés szervezı bizottsága<br />
Elnök: Farsang Andrea<br />
Titkár: Fuchs Márta, Puskás Irén<br />
Tagok: Barta Károly, Bidló András, László Péter,<br />
Pirkó Béla, Szabóné Kele Gabriella<br />
A Vándorgyőlés tudományos bizottságának tagjai<br />
Farsang Andrea, Máté Ferenc, Mezısi Gábor, Michéli Erika,<br />
Rajkai Kálmán, Stefanovits Pál, Várallyay György<br />
A Vándorgyőlés védnöke<br />
Németh Tamás<br />
Támogatók<br />
SZTE TTIK Földrajzi és Földtani Tanszékcsoport<br />
Fejér Megyei Mezıgazdasági Szakigazgatási Hivatal<br />
Növény- és Talajvédelmi Igazgatóság<br />
Csongrád Megyei Mezıgazdasági Szakigazgatási Hivatal<br />
Növény- és Talajvédelmi Igazgatóság<br />
SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék<br />
Talaj- és Vízvizsgálati Laboratórium<br />
Central Geo Kft.<br />
Anton Paar Hungary Kft
TARTALOMJEGYZÉK<br />
Elıszó 13<br />
Talajadatok feldolgozása és értékelése 15<br />
Dömsödi János<br />
Társadalom-térinformatika-kataszter: a földminısítés adatbázisának bıvíthetısége 17<br />
Kocsis Mihály, Makó András, Farsang Andrea<br />
Talajváltozatok termékenység-becslése talajtérképeken alapuló mintaterületi<br />
adatbázisok alapján 25<br />
Kovács Elza, Pregun Csaba, Juhász Csaba, Stanislav Franciskovic-Bilinski,<br />
Halka Bilinski, Dario Omanović, Ivanka Pižeta, Tamás János<br />
Bányászati eredető nehézfém-szennyezés vizsgálata magyar és horvát vízgyőjtıkön 35<br />
Madarász Balázs, Németh Tibor, Jakab Gergely, Szalai Zoltán<br />
A magyarországi erubáz talajok ásványos összetétele 43<br />
Makó András, Tóth Brigitta, Hernádi Hilda, Farkas Csilla, Marth Péter<br />
A MARTHA adatbázis alkalmazása a hazai talajok víztartó képesség<br />
becslésének pontosítására 51<br />
Nagy Attila, Nyéki József , Szabó Zoltán, Soltész Miklós, Tamás János<br />
Gyümölcsösök talajainak vízháztartási értékelése komplex vizsgálatok alapján 59<br />
Puskás Irén, Farsang Andrea<br />
Technosolok jellemzése, tipizálása néhány szegedi szelvény példáján 67<br />
Sisák István, Pıcze Tamás<br />
Térinformatikai elemzı módszer kidolgozása a feltalaj fizikai féleségének<br />
közelítı becslésére heterogén pontadatokból 77<br />
Szabó József, Pásztor László, Bakacsi Zsófia, Tar Ferenc, Szalai Sándor,<br />
Mikus Gábor, Németh Ákos<br />
Természeti hátrányokkal érintett területek lehatárolása közös európai<br />
biofizikai kritériumrendszer alapján 85<br />
Szolnoki Zsuzsanna, Farsang Andrea, Puskás Irén<br />
Szeged külvárosi, kerti talajainak osztályozása 93
Változó talajaink 103<br />
Balog Kitti, Farsang Andrea, Czinkota Imre<br />
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció a talaj-talajvíz<br />
rendszerben alföldi mintaterületen 105<br />
Barna Gyöngyi, Ladányi Zsuzsanna, Rakonczai János, Deák József Áron<br />
Változó alföldi táj: a talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálata különbözı<br />
mintaterületeken 117<br />
Borcsik Zoltán, Farsang Andrea, Barta Károly, Kitka Gergely<br />
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése a Tolna megyei<br />
Szálka település melletti vízgyőjtın 127<br />
Jakab Gergely, Centeri Csaba, Madarász Balázs, Szalai Zoltán,<br />
İrsi Anna, Kertész Ádám<br />
Parcellás eróziómérések <strong>Magyar</strong>országon 139<br />
Kovács Gábor, Heil Bálint, Petı Ákos, Barczi Attila<br />
Egy sopron környéki szelvény recens- és paleotalajának bemutatása 149<br />
Markó András, Labant Attila<br />
A barna erdıtalajok változása a Talajvédelmi Információs és Monitoring<br />
Rendszer (TIM) vizsgálatai alapján 159<br />
Szalai Zoltán, Kiss Klaudia, Horváth-Szabó Kata, Jakab Gergely,<br />
Németh Tibor, Sipos Péter, Fehér Katalin, Szabó Mária,<br />
Mészáros Erzsébet, Madarász Balázs<br />
A vas oldékonyságának évszakos és napszakos dinamikája típusos<br />
réti talajban és tızeges láptalajban 167<br />
Talajélet és talajhasználat változó klimatikus és termelési viszonyok között 177<br />
Blaskó Lajos<br />
A tiszántúli szikes talajok szántókénti és gyeppel történı hasznosítása 179<br />
Cserni Imre, Buzás István, Hüvely Attila, Hoyk Edit, Borsné Petı Judit,<br />
Lévai Péter<br />
A Duna-Ttisza közi lepelhomok talajok környezethez alkalmazkodó<br />
talajhasználata 187<br />
Fekete István, Varga Csaba, L. Halász Judit, Krakomperger Zsolt,<br />
Kotroczó Zsolt, Tóth János Attila<br />
Avarkezelések hatása egy cseres-tölgyes erdı talajainak enzimaktivitására 195
Füzesi István, Kovács Gábor<br />
A fahamu talajra gyakorolt hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben 203<br />
Gulyás Miklós, Füleky György<br />
Biogázüzemi fermentlé mezıgazdasági felhasználásának vizsgálata 211<br />
Kotroczó Zsolt, Veres Zsuzsa, Fekete István, Krakomperger Zsolt,<br />
Vasenszki Tamás, Tóth János Attila<br />
Szerves anyag manipuláció hatása a talajlégzésre, nedvességre és a β-glükozidáz<br />
enzim aktivitásra öt- és tíz év után lombhullató cseres-tölgyes erdıben 221<br />
İri Nóra, Füleky György, Zsigrai György, Kovács Györgyi<br />
Mőtrágyázás és melioratív meszezés hatása egy csernozjom talaj<br />
szervesanyag-frakcióinak mennyiségére 229<br />
Sándor Zsolt, Kátai János, Nagy Péter Tamás, Tállai Magdolna,<br />
Sipos Marianna, Zsuposné Oláh Ágnes<br />
Kukorica gyomirtására alkalmazott két herbicid talajbiológiai hatásának<br />
értékelése meszes csernozjom talajon 237<br />
Schmidt Brigitta, Biró Borbála, Şumălan Radu, Şumălan Renata<br />
A mikorrhiza gomba foszfor-típus függı hasznossága Tagetes sp. dísznövénynél 245<br />
Simon Barbara, Marosfalvi Zsófia, Szeder Balázs, Gál Anita<br />
Földigiliszta egyedszám és fajösszetétel vizsgálata különbözı talajhasználatnál 253<br />
Takács Tünde<br />
Arbuszkuláris mikorrhiza gomba oltóanyagok elıállításának szempontjai a<br />
helyspecifikus fitoremediációban 261<br />
Tamás János, Szıllısi Nikolett, Fórián Tünde, Petis Mihály<br />
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének<br />
megvalósítása 269<br />
Tury Rita, Szakál Pál, Fodor László<br />
A vörös csenkesz (Festuca rubra) szerepe az erózió elleni védekezésben 277<br />
Vályi Kriszta, Szécsy Orsolya, Dombos Miklós, Anton Attila<br />
Komplex talajmonitorozás mintavétel-optimalizációja 285<br />
Várallyay György<br />
Talajkészleteink és a kor új kihívásai 293
Zsembeli József, Kovács Györgyi, Gyuricza Csaba, Kovács Gergı Péter<br />
A kukorica és a cirok vízfelhasználási hatékonyságának összehasonlítása<br />
liziméterekkel 307<br />
Talajok anyagforgalma 313<br />
Balázs B. Réka, Németh Tibor, Sipos Péter, Szalai Zoltán, May Zoltán<br />
A réz megkötıdésének vizsgálata egy agyagbemosódásos barna erdıtalaj<br />
akkumulációs és kilúgozódási szintjein 315<br />
Barna Sándor, Simon László, Tóth Csilla, Koncz József, Anton Attila<br />
Nehézfémmel szennyezett talaj víztisztításból származó vas-mangán<br />
csapadékkal történı stabilizációjának vizsgálata 323<br />
Dunai Attila, Makó András<br />
Talajok folyadékvezetı képességének összehasonlító vizsgálata vizes<br />
és nem vizes rendszerekben 331<br />
Farsang Andrea, Kitka Gergely, Barta Károly<br />
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz<br />
kötıdı elemdinamikája 339<br />
Fuchs Márta, Gál Anita, Michéli Erika<br />
A szerves széntartalom eloszlása hazai nagy agyagtartalmú talajainkban 351<br />
Henzsel István<br />
A magnéziumtartalom változása egy tartamkísérlet talajában 357<br />
Hernádi Hilda, Makó András<br />
A talaj olajvisszatartó-képességének becslése különbözı módszerekkel 363<br />
Illés Attila, Nyéki József, Szabó Zoltán, Szıllısi Nikolett, Nagy Péter Tamás<br />
Rendszeres talajvizsgálat szerepe a gyümölcsösök tápanyag-utánpótlásában 371<br />
Juhász Péter, Bidló András, Ódor Péter, Heil Bálint, Kovács Gábor<br />
İrségi erdıtalajok széntartalmi vizsgálata 377<br />
Kádár Imre<br />
Szelén a táplálékláncban 383<br />
Nagy Edina, Makó András<br />
Anionos-, kationos-, és nemionos tenzidekkel módosított felülető<br />
talajminták kapilláris vízemelése 391
Nagy Péter Tamás, Sipos Marianna, Sándor Zsolt, Nyéki József, Szabó Zoltán<br />
Integrált almaültetvényben végzett talajtakarás hatása a fák tápanyag-felvételére 399<br />
Ragályi Péter, Kádár Imre<br />
Trágyázás hatása természetes legelık gyephozamára és elemtartalmára 405<br />
Rékási Márk, Filep Tibor<br />
Szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cd és Cr frakcióira és a növényi<br />
elemfelvételre tenyészedény kísérletben 413<br />
Simon László, Szabó Béla, Varga Csaba, Uri Zsuzsanna,<br />
Bányácski Sándor, Balázsy Sándor<br />
Energianövények hozamának és toxikuselem-felvételének vizsgálata 421<br />
Uri Zsuzsanna, Simon László<br />
A szennyvíziszapokkal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalma és a növényi<br />
nehézfém-felvétel közötti kapcsolat vizsgálata 431<br />
A kötet szerzıinek jegyzéke 439
ELİSZÓ<br />
A 2010. évi <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlésre a <strong>Magyar</strong> <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong>, az MTA <strong>Talajtani</strong><br />
és Agrokémiai Bizottsága és a Szegedi Tudományegyetem (SZTE) Természeti Földrajzi<br />
és Geoinformatikai Tanszéke közös rendezésében 2010. szeptember 3–4-én Szegeden<br />
került sor. A konferencia mottója „Talajaink a változó természeti és társadalmi<br />
hatások között” volt. A Vándorgyőlésen – amelyen közel 140 hazai talajtanos vett részt<br />
a gyakorlat, a kutatás és az oktatás területérıl – plenáris és szekció elıadások, valamint<br />
poszter szekció keretében, és terepi bemutatón megvitatásra kerültek a talajtan aktuális<br />
kérdései.<br />
A konferenciát Szabó Gábor, a SZTE rektora nyitotta meg, majd a résztvevıket<br />
Mezısi Gábor, a SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszékének vezetıje<br />
köszöntötte. A megnyitót követı plenáris ülésen, Farsang Andrea, a házigazda tanszék<br />
docense mutatta be a SZTE-en zajló talajtani oktatás, kutatás helyzetét és a talajtani<br />
szolgáltatási lehetıségeket. Ezt Michéli Erika, a <strong>Magyar</strong> <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong> elnöke<br />
plenáris elıadása követte „Tendenciák a hazai és nemzetközi talajtan tudományában és<br />
szervezeteiben” címmel. A plenáris elıadásokat követıen négy szekcióban 23 tudományos<br />
elıadást hallgattak meg a résztvevık, valamint a folyamatosan zajló poszter szekció<br />
keretében 41 posztert mutattak be a szerzık.<br />
A hazai kutatókat és gyakorlati szakembereket leginkább foglalkoztató kutatási<br />
eredményeket az alábbi szekció bontásban hallgathatták meg az érdeklıdık: „Talajadatok<br />
feldolgozása és értékelése”, „Változó talajaink”, „Talajélet és talajhasználat<br />
változó klimatikus és termelési viszonyok között”, „Talajok anyagforgalma”.<br />
A „Talajadatok feldolgozása és értékelése” címő szekcióülésen szó volt többek között<br />
a természeti hátrányokkal érintett területek európai biofizikai kritériumrendszer<br />
alapján történı lehatárolásának módszertanáról, rétegzett talajfizikai adatbázis létrehozásáról,<br />
a földminısítés legfontosabb módszertani kérdéseirıl, a MARTHA adatbázis<br />
alkalmazási lehetıségeirıl, valamint egy, a jelenleginél szigorúbb, definíciókra és<br />
számszerő adatokra épülı, diagnosztikai szemléleten nyugvó korszerősített osztályozási<br />
rendszer felépítésérıl, bevezetésérıl.<br />
A „Változó talajaink” címő szekcióülés fıbb témái között szerepelt néhány kevéssé<br />
ismert – környezeti hatásra bekövetkezı – talajváltozás bemutatása, a magyarországi<br />
erdık talajának állapotértékelése a BIOSOIL felmérés tükrében, egy Sopron környéki<br />
paleotalaj és a rajta kialakult recens talaj jellemzése, az erózió és a talajvastagság kapcsolatának<br />
modellezése.<br />
A „Talajélet és talajhasználat változó klimatikus és termelési viszonyok között” címő<br />
harmadik szekcióülés fı probléma felvetése volt, hogy a mai kor új kihívásaira<br />
(mint a népesség fokozódó és egyre sokoldalúbbá váló igényeinek minél teljesebb körő<br />
kielégítése, a fenntartható versenyképesség, a klímaváltozás, globalizáció és szennyezés<br />
kezelése, a biodiverzitás megırzése és egy élhetı környezet fenntartása) a talaj<br />
hogyan reagál, s hogyan képes az emberi tevékenység okozta stresszhatásokat, szélsıséges<br />
idıjárási és vízháztartási helyzeteket és káros következményeiket kivédeni/tompítani/mérsékelni.<br />
Az „Erdeink termıhelye és használata a változó klimatikus<br />
feltételek között” címő elıadás felhívta a figyelmet arra, hogy a változó klíma a többi<br />
termıhelyi jellemzıvel együtt alapvetıen meghatározza fafajaink elterjedését és ter-<br />
13
meszthetıségét. „A tiszántúli szikes talajok szántókénti és gyeppel történı hasznosítása”<br />
címő elıadás fontos megállapítása, hogy a változó ökológiai és ökonómiai feltételek<br />
szükségessé teszik, hogy az eddigi kutatási eredményeket újra értékeljük a fenntartható<br />
talajhasználatot megalapozó döntésekhez.<br />
A „Talajok anyagforgalma” címő szekcióülésen bemutatásra kerültek többek között<br />
az energianövények tápanyag-utánpótlásával és toxikuselem-felvételével kapcsolatos<br />
új kutatási eredmények, az agyagbemosódásos barna erdıtalaj akkumulációs és kilúgozódási<br />
szintjének rézadszorpciós vizsgálati eredményei, a feltalaj tápanyagtartalmának<br />
térbeli, horizontális átrendezıdési folyamatainak mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtıkön<br />
végzett modellezésével kapcsolatos új eredmények, a magyarországi<br />
talajok Se-ellátottságával kapcsolatos eredmények, valamint a talaj pórusaiban található,<br />
illetve azokból felszabaduló, gáz halmazállapotú anyagok összességét jelentı talajlevegı<br />
gyors, helyszíni vizsgálatára alkalmas módszertani eredmények.<br />
A konferencia második napján „Kistájak találkozásánál” címmel terepi programon<br />
vettek részt a konferencia résztvevıi. A terepbejárás során megtekintettek öt Szeged<br />
környéki szelvényt, melyek a környezı kistájakra jellemzıek, vagy éppen egyediek.<br />
A Talajvédelem folyóirat jelen Különszáma a konferencián elhangzott, ill. a poszter<br />
szekcióban bemutatott kutatási eredményeket összefoglaló lektorált cikkeket tartalmazza.<br />
Ezúton is szeretném kifejezni köszönetemet a kötetben megjelenı munkák<br />
szerzıinek és lektorainak! A cikkek tanulmányozásához pedig jó egészséget és tartalmas<br />
idıtöltést kívánok!<br />
Szeged, 2011. március 29.<br />
Farsang Andrea<br />
a kötet szerkesztıje<br />
14
TALAJADATOK FELDOLGOZÁSA ÉS<br />
ÉRTÉKELÉSE
TÁRSADALOM-TÉRINFORMATIKA-KATASZTER:<br />
A FÖLDMINİSÍTÉS ADATBÁZISÁNAK<br />
BİVÍTHETİSÉGE<br />
Dömsödi János<br />
Nyugat-magyarországi Egyetem, Geoinformatikai Kar, Földrendezıi Tanszék, Székesfehérvár<br />
e-mail: dj@geo.info.hu<br />
Összefoglalás<br />
A hozamalapú; a régmúlt idık földadó kivetését szolgáló kataszter már a bevezetését követıen,<br />
az állandó, folyamatos mőszaki, gazdasági fejlıdés következtében a „földérték” és a „földminıség”<br />
vonatkozásában is elavulttá vált. Az 1900-as (századfordulós) években volt egy „kiigazítása”,<br />
ekkor kapta az „Aranykorona” érték nevet (1924), ezután állandósult a felismerés és beletörıdés<br />
a rendszer ökonómiai (hozamalapú) részének tartós javíthatatlanságába.<br />
A társadalmi, gazdasági fejlıdés magával hozta a „földminısítés”, „földértékelés” fogalmának<br />
és alkalmazásának elkülönítését is. Elkészült és kísérleti jelleggel bevezetésre került az un.<br />
mintateres-genetikus-termıhelyi értékszámos; és az un. talajtérképes-termıhelyi értékszámos<br />
földminısítés (1980-85; 1985-90). Idıközben kivált a kataszterbıl és önállósult a földértékelés<br />
szakterülete, gyakorlata, oktatása.<br />
A rendszerváltozás után a földprivatizációt még szükségszerően az elavult Aranykorona érték<br />
alapján tudtuk.<br />
A részben talajadatokból, részben hozamadatokból „kimunkált” Aranykoronás rendszer a<br />
földminıség vonatkozásában a mai állapotában is a mintaterek néhány mondatos „leírását”<br />
alkalmazza, a földérték, ill. a gazdasági adatok vonatkozásában pedig (fıként a 150 éves hozamadatok<br />
miatt) abszolút elavulttá vált. Ezért a mai kataszter, ill. ingatlan-nyilvántartás csak a<br />
becsült, talajadat-hiányos földminıséget, és legkevésbé a földértéket mutatja! A becsült talajadatok<br />
(szöveges leírások) 130-150 ha-ként vizsgált, igen ritka mintaterekbıl származnak, és<br />
csak nyomokban reprezentálják – minısítik – a rendkívül tarka talajtakarót. Mindezek után<br />
szükségszerő az ingatlan-nyilvántartás földminısítési (földhivatali) adatbázisának bıvítése,<br />
amelyet a meglevı országos talajtérképek hasznosításával, a korszerő technikai adottságok,<br />
eszközök felhasználásával lehetne elvégezni.<br />
Summary<br />
The cadastre which based on the yield related land taxation became out of date regarding the<br />
land value and land quality shortly after its inauguration due to the continuous technical and<br />
economical development.<br />
This study reviews the origin, the structure and the conceptual system of the cadastre,<br />
clarifies the difference between land classification and land evaluation, shows the most<br />
important methodological categories, and makes proposals for development in expansion of<br />
Land Offices’ database.<br />
Bevezetı<br />
A kataszteri térképezés-tudomány, -technika, informatika szükségszerően és fokozatosan<br />
elırehaladt (egységes országos vetületi és térkép rendszer, digitális kataszteri és<br />
ortofotó térképek stb.), azonban a földminısítéssel kapcsolatos része mindig változatlan,<br />
elavult maradt. Voltak ugyan kezdeményezések (mintateres-genetikus, termıhelyi<br />
17
Dömsödi<br />
értékszámos térképezések), de ezek a kataszter szempontjából eredménytelenek, ill.<br />
befejezéstelenek maradtak. Mértékadó szakmai becslések szerint a már megkezdett és<br />
mintegy 15-20 %-ban elvégzett (és a földhivatal által minısített) kataszteri célú talajtérképezés<br />
befejezéséhez kb. 20 milliárd forint szükséges.<br />
Akarva, akaratlanul állandóan felmerülı kérdés: meddig várat magára a kataszteri<br />
mérnöki és a talajtani társadalom összefogása, hogy az elavult földminısítés helyzetében<br />
elıbbre lépjen Meddig marad a földminısítés számára felhasználatlan a meglévı,<br />
rendelkezésre álló hatalmas sekélyföldtani, talajtani, hidrológiai stb. adatbázis<br />
A vizsgálat anyaga (a kataszter történeti és módszertani elemzése)<br />
A „kataszter” elnevezés a hangzásából ítélve görög eredetőnek tőnik. Ennek ellenére a<br />
nyelvészek, akik a szó eredetét és jelentését kutatták, jórészt latin eredetőnek vélik, és a<br />
római birodalomban már létezett „adózási szervezet”-re, a „Capitastrum” elnevezésre<br />
vezetik vissza. A középkorban, majd az újkorban is a birtokkönyveket (kataszteri telekkönyveket)<br />
„Capitastra”-nak nevezték, mivel azok az adónemek és azok fokozatainak<br />
feljegyzéseire szolgáltak. Ebbıl következett a „Kataszter” elnevezés, amit nemzetközi<br />
viszonylatban is használtak, használnak. De mivel a kataszter egyre inkább a tulajdonviszonyok<br />
mőszaki, jogi nyilvántartására hivatott, ezért az „ingatlannyilvántartás”,<br />
ill. az ennek megfelelı nemzeti elnevezések is gyakoriak.<br />
Az eredetileg földadókataszterünk célja volt, hogy az adó kivetése végett minden<br />
egyes földrészletnek az ısi metóduson alapuló az adóalapját, az un. kataszteri tiszta jövedelmét<br />
kimutassa. Az „ısi” adóalap, ill. a kataszteri tiszta jövedelem; ebbıl eredıen a<br />
mai földminıség meghatározásának tényezıi: a földrészlet területe, mővelési ága és minıségi<br />
osztálya. A földrészlet területét felmérés útján határozzuk meg (az, hogy a terület<br />
nagyságával a tiszta jövedelem egyenes arányban nı, nem szorul bıvebb magyarázatra).<br />
Nyilvánvaló az is, hogy a földrészlet mővelési ága jelentısen befolyásolja a tiszta jövedelem<br />
alakulását, hiszen a mővelési ágak eleve egyfajta minıségi talajkategóriákat jelentenek<br />
(a legjobb talajok a szántók, a legrosszabbak az erdık stb.). Ezért egy tíz ha-os<br />
szántó tiszta hozadéka más (jobb), mint egy tíz ha-os legelıé. Két vagy több azonos mővelési<br />
ágú és azonos nagyságú földrészlet tiszta hozadéka sem egyforma, hanem különbözni<br />
fog a földek minısége szerint. Az azonos mővelési ágú földrészletek hozadékában<br />
mutatkozó különbség az oka annak, hogy az egyes földrészleteket minıségük – eltérı<br />
talajadottságuk – szerint is osztályozzuk. <strong>Itt</strong> érkezünk el a mai nyilvántartásunk igen<br />
elavult (és csodálni valóan még mindig mőködı) részéhez. Mert a földrészletek osztályba<br />
sorolása becslésen, egy-két, több mint 150 évvel ezelıtti talaj adaton alapult. Ez a termıföld-ingatlanok<br />
nyilvántartásának még ma is része, eszköze, és szerepe, hogy az egyes<br />
földrészleteken belüli minıségi különbségeket juttassa kifejezésre. Ezek a becsült talaj<br />
adatok (helyenként nem is talajadatok, csak a földhasználatra vonatkozó leírások) 130-<br />
150 hektáronként vizsgált, igen ritka mintaterekbıl származnak, ezért csak nyomokban<br />
reprezentálják a rendkívül tarka magyar talajtakarót.<br />
Az egyes földrészletek osztályba sorolásával az adóalapot még nem határozták meg,<br />
ehhez még meg kellett állapítani az egyes minıségi osztályokba tatozó földek tiszta<br />
hozadékát az átlagos terméseredmények (a), az átlagos termésárak (b), és az átlagos<br />
termelési költségek (c) alapján. Meghatározták, hogy bizonyos évek során egy-egy<br />
mővelési ágban az egyforma minıségő, tehát azonos osztályba sorolt földek milyen<br />
termést adtak; vagyis megállapították, hogy ugyanazokban az években, azon a vidéken,<br />
a vidék piacán mi volt a termények átlagos ára, és végül meghatározták, hogy ugyan-<br />
18
Társadalom-térinformatika-kataszter: a földminısítés adatbázisának bıvíthetısége<br />
azon idı alatt mekkora a „rendes” gazdálkodási költség. Lényegében ebbıl a három (a,<br />
b, c) tényezıbıl számították ki – ezelıtt 150 évvel – a földek „tisztahozadékát”.<br />
A termıföldek ökonómiai (nem csak hozadéki!) adatainak összetettebb és nehezebben<br />
meghatározható volta, valamint az adatokban bekövetkezı gyakori és gyors változások<br />
miatt ezek az adatok viszonylag gyorsan elavulnak, ezért nem, vagy csak nehezen<br />
építhetık be – folyamatosan felújítva – az ingatlan-nyilvántartás rendszerébe. Felmerül<br />
az is, hogy szükség van-e egyáltalán a naponta változó ökonómiai adatokon<br />
alapuló földértékelés ingatlan-nyilvántartásban történı vezetésére (DÖMSÖDI, 2006).<br />
A vázolt körülmények miatt valójában a talaj teles körő adottságait felölelı adatbázisra<br />
támaszkodhatunk, mivel ez önmagában is alkalmas a termıföld minısítési módszerének<br />
kidolgozására és folyamatos vezetésére. Ebbıl következik a helyes elnevezés is:<br />
földminısítés (talajminısítés, STEFANOVITS 2002.), amely a természetes földminıséget,<br />
termıképességet fejezi ki a legjobb és legrosszabb talaj(típus) termékenységének viszonylatában.<br />
(A talajok több száz év alatt képzıdnek, ezért az ingatlan-nyilvántartásban<br />
levı talajminısítés adataiban sem következik be számottevı változás.)<br />
Az un. mintateres-genetikus módszer volt az elsı próbálkozás az elavult kataszteri<br />
földértékelés javítására. A módszer lényege abból állt, hogy a korszerő genetikus<br />
talajfelvételezési metodikát a régi, kataszteri földértékelési rendszer elemeire (a becslıjárásokra,<br />
mintaterekre, mővelési ágakra, minıségi osztályokra) alkalmazták.<br />
A mintateres-genetikus földminısítés 1980-ban kezdıdött és 1985-ben fejezıdött<br />
be. Sajnálatos, hogy a kivitelezést megelızı szakmai viták során nem körvonalazódtak<br />
kellı mértékben azok a hibák – a rendszer használhatóságával összefüggı hiányosságok<br />
– amelyek csak munka közben, ill. a munka befejezése után, a rendszer (kísérleti<br />
jellegő) mőködtetése során derültek igazán ki. E módszer legfıbb tanulságaként megállapítható,<br />
hogy<br />
• hiba volt az elızı (hozadéki kataszteri) rendszerhez kötıdı területi metodikát<br />
megtartani,<br />
• nem lehet csak a korábban kijelölt községi, járási (ritkán elhelyezkedı) mintaterek<br />
vizsgálata alapján a talajminısítést megfelelıen elvégezni.<br />
Az is megállapítható, hogy a mintaterek országos talajgenetikai feltárásának eredménye<br />
nem ment veszendıbe, hanem beépíthetı volt egy új (talajtérképezésen alapuló)<br />
minısítés rendszerébe.<br />
Jelentıs érdeme azonban ennek a próbálkozásnak az, hogy adaptálásra és kidolgozásra<br />
került a „talajértékszám”, „termıhelyi értékszám” rendszere és bizonyítást nyert<br />
az országos bevezetésének lehetısége (FÓRIZSNÉ et al., 1972).<br />
A korszerő földminısítés alapjául szolgáló nagyméretarányú országos talajtérképezés<br />
egyrészt a már meglévı üzemi genetikus talajtérképek felújítása, másrészt új talajtérképek<br />
készítése útján történt. Ezek az új, genetikus, 1: 10 000 méretarányú talajtérképek<br />
azonban nem községhatárosan, hanem azonos mérető szelvényhatáros rendszerben,<br />
vagyis az Egységes Országos Térképrendszer (EOTR) alapján készültek. A kartográfiai<br />
alap az 1:10 000 méretarányú földmérési topográfiai térkép (korábban ennek<br />
hiányában a sztereografikus vetületi rendszerő és szelvényezéső 1:10 000 méretarányú<br />
topográfiai térkép) síkrajza. Lényeges (tartalmi) szempont volt, hogy oly módon kellett<br />
ezeket a térképeket készíteni, hogy felhasználhatók legyenek a termıfölddel kapcsolatos<br />
alapvetı feladatok (földminısítés, melioráció, földvédelem, földrendezés, talajkészlet-gazdálkodás)<br />
ellátásához.<br />
19
Dömsödi<br />
A talajtérképezés során a talaj tulajdonságait a talajtípus, altípus, változat lehatárolásával<br />
(a mővelési ágtól függetlenül) állapították meg.<br />
A talajtípusok, ill. a különbözı talajféleségek lényeges tulajdonságainak, alaptermékenységének<br />
megállapítása a talajszelvény feltárása, és vizsgálata alapján történt<br />
(alapkızet, fizikai talajféleség, humuszos réteg vastagsága, humusztartalom,<br />
karbonáttartalom és annak eloszlása, visszameszezıdés mértéke, kémhatás, sótartalom,<br />
szikesség, szántott réteg kı vagy kavicstartalma, eltemetett humuszos réteg mélysége,<br />
talajvíz mélysége, termıréteg vastagsága). E lényeges tulajdonságok helyszíni vizsgálata,<br />
valamint a talajminta laboratóriumi vizsgálati (kiegészítı) eredményei alapján<br />
kellett a talaj típusát megállapítani, majd altípusba, változatba besorolni a genetikus<br />
talajosztályozás rendszerének megfelelıen. A talajszelvények helyét (sőrőségét) most<br />
már a hazai talajtakaró sajátosságához igazodva 10-12 hektáronként, helyszíni bejárás<br />
alapján jelölték ki. A talajtérképen az egy hektárt elérı, ill. meghaladó talajtípusok<br />
(altípusok, változatok) területe került lehatárolásra.<br />
A földminısítés a talajosztályozási rendszerben elıforduló talajokra kidolgozott 1-tıl<br />
100-ig terjedı alapértékszámok alapján történt. Az alapértékszámokat tartalmazó Talajértékelı<br />
Táblázaton (segédlet) elıször a talajértékszámot olvashattuk le. A talajértékszám a<br />
domborzati és éghajlati korrekciós táblázatok (további segédletek) pontértékeivel módosításra<br />
került, és a módosított pontérték képezte a termıhelyi értékszámot.<br />
A területileg összefüggı, azonos minıségő, ill. azonos termıhelyi értékszámú talajok<br />
a földminısítési térképen is lehatárolásra kerülnek. A földminısítési térkép a földmérési<br />
alaptérkép másolatán készült, és tartalmazta:<br />
• a talajszelvény helyét, sorszámát,<br />
• a talajszelvény talajtípusának rendszertani (besorolási) számát,<br />
• az azonos minıségő, ill. termıhelyi értékszámú talajok elhatároló vonalait,<br />
• a domborzati viszonyok, ill. lejtıkategóriák elhatároló vonalait,<br />
• a termıhelyi értékszámot.<br />
A talajtérképezésen alapuló földminısítés egységes metodikával létrehozott adatrendszer<br />
alapján történt (a talajtérképezéshez és a földminısítéshez azonos jegyzıkönyvek<br />
készültek).<br />
Az új földminısítési rendszer földhivatali minısítéssel, átvétellel a mezıgazdasági<br />
területek mintegy 15-20 százalékára készült el, és csak kísérleti jelleggel került bevezetésre.<br />
A rendszerváltozással együttjáró földtulajdon viszonyok rendezése szükségszerően<br />
magával hozta az Aranykoronás (a földtulajdon területét és Aranykorona értékét<br />
tartalmazó) rendszer visszaállítását. A különbözı földminısítési módszerek összefoglalását<br />
az 1. táblázat tartalmazza.<br />
A vizsgált módszereknek akár a jelenlegi, akár a fejlesztés utáni helyzete vonatkozásában<br />
egyaránt fontos szempontja a „földminısítés”, „fölértékelés” fogalmak alapvetı<br />
tisztázása.<br />
A földminıség a termıföld ingatlan termıhelyi adottságait felölelı adatbázisra támaszkodik,<br />
amely a természetes vagy javított termıföld földminıségét (talaj, klíma,<br />
kitettség) fejezi ki a legjobb és legrosszabb termıhelyek viszonylatában. Megjegyzendı,<br />
hogy az „Aranykorona” érték két – talajtani és hozam – adatbázisból épült fel, de a<br />
bevezetése óta eltelt 150 év alatt az ökonómiai adatbázison alapuló része (hozadékértéke)<br />
elavulttá vált, ezért csak minimális talaj adatbázisra támaszkodik, így valójában<br />
nem „értéket”, hanem „minıséget”, a földminıséget fejezi ki.<br />
20
Társadalom-térinformatika-kataszter: a földminısítés adatbázisának bıvíthetısége<br />
1. táblázat Az ingatlankataszteri földminısítési módszerek (fejlıdési szakaszok) és metodikai<br />
elemeik táblázatos összefoglalása<br />
Módszer<br />
(fejlıdési<br />
szakasz)<br />
elemek<br />
I. Hozadéki<br />
(aranykoronás)<br />
II. Mintateres,<br />
genetikus<br />
III. Talajtérképes,<br />
genetikus<br />
Idıszak 1875 1980-1985 (kísérleti) 1986-1989 (kísérleti)<br />
Terület 100% 100% 15-20%<br />
TERÜLETI ELEMEK TERÜLETI ELEMEK<br />
Metodikai • szubjektív területi<br />
egységek Változatlan (az I. módszerrel<br />
(becslıjárások,<br />
megegyezı)<br />
mintaterek)<br />
• mesterséges talajhatárok<br />
(mővelési<br />
ág, minıségi<br />
osztály)<br />
• a terület és a<br />
vizsgálati hely<br />
aránya: 130-150<br />
ha/mintatér<br />
FELTÁRÁSI<br />
(VIZSGÁLATI)<br />
ELEMEK<br />
• becslésszerő talajvizsgálatok<br />
• a földminısítéshez<br />
használt<br />
talajadatok átlagos<br />
száma: 4-5<br />
db/130-150 ha<br />
• A földminısítés<br />
(földérték),<br />
illetve a kataszteri<br />
tisztajövedelem<br />
mértékegysége:<br />
aranykorona,<br />
fillér<br />
FELTÁRÁSI<br />
(VIZSGÁLATI)<br />
ELEMEK<br />
• genetikus természettudományos<br />
talajvizsgálatok<br />
• a földminısítéshez<br />
használt<br />
talajadatok<br />
átlagos<br />
száma: 20-25<br />
db/130-150<br />
ha<br />
• a földminıség<br />
mértékegysége:<br />
mintateres<br />
termıhelyi<br />
értékszám<br />
TERÜLETI ELEMEK<br />
• a különbözı<br />
minıségő és kiterjedéső<br />
talajfoltok<br />
képzıdményhatárai<br />
• a terület és a<br />
vizsgálati hely<br />
aránya: 12-15<br />
ha/talajszelvény<br />
FELTÁRÁSI<br />
(VIZSGÁLATI)<br />
ELEMEK<br />
• genetikus, természettudo-<br />
mányos talajvizsgálatok<br />
• a földminısítéshez<br />
használt<br />
ér-<br />
termıhelyi<br />
tékszám<br />
A földérték a földminısítési (földhivatali) adatbázison alapulva a termıföldingatlan<br />
egyéb adottságai; földrajzi, közigazgatási helye, környezete (az út-, vasúthálózat,<br />
útminıség, a termeléshez szükséges létesítmények, eszközök, raktárak, feldolgozóhelyek<br />
stb.) és a hozama alapján keletkezik. Az adatok legfıbb sajátossága, hogy<br />
nehezebb, bonyolultabb a meghatározásuk, viszonylag gyorsan, akár naponta változnak,<br />
ez a legfıbb oka, hogy ezeket – a földrészlet földérték adatait – nem építjük be és<br />
nem vezetjük az ingatlan-nyilvántartásban. (Megjegyzendı, hogy a földértékelés a<br />
gyakorlatban csaknem minden európai országban oly módon történik, hogy a földértékelı,<br />
ill. ingatlanforgalmi szakértı elıször a közhiteles ingatlan-nyilvántartásból kéri ki<br />
a földrészlet hivatalos földminıség adatait. Majd a helyszíni vizsgálatok, ingatlanforgalmi<br />
(a napi kereslet-kínálat szerint változó) adatokkal együtt állapítja meg az ingat-<br />
talajadatok átlagos<br />
száma:<br />
20-25 db/12-15<br />
ha<br />
• a földminıség<br />
mértékegysége:<br />
talajtérképes<br />
21
Dömsödi<br />
lan, ill. a földrészlet árát vagy forgalmi értékét: a földértéket. Ehhez a hazai gyakorlatban<br />
a „piaci összehasonlító adatok elemzésén alapuló” és a hozamszámításon alapuló<br />
értékbecslés” módszerét alkalmazzák.<br />
Mindezek alapján az ingatlan-nyilvántartás szempontjából módszertanilag nagyon<br />
fontos eldöntendı kérdés (DÖMSÖDI, 2010), hogy<br />
• a talajadottságokon (a talaj, klíma, kitettség stb.), a termıképességen alapuló,<br />
az ingatlan-nyilvántartásban is bizonyíthatóan jól mőködtethetı rendszert,<br />
• vagy a gazdálkodás körülményein; a hozamokon (és valamennyi ökonómiai<br />
adatokon) alapuló, de állandó elavulással és a megújítás kudarcaival küszködı<br />
rendszert fejlesszük tovább<br />
Több-kevesebb sikerrel a kataszter korszerősítésére irányuló próbálkozások közül<br />
célszerő a legutóbbit is megemlíteni (MÁTÉ, TÓTH, 2003). „A D-e-Meter értékszám” a<br />
talajadottságok mellett egy-két mővelési ágra a fıbb gazdasági növények hozamait is<br />
figyelembe veszi. Kérdéses azonban, hogyan lehet ezt minden növényre, mővelési ágra<br />
elfogadhatóan kiterjeszteni Hogyan lehet az ország területén levı többszázezer, különbözı<br />
mőszaki, technikai adottsággal rendelkezı gazdálkodótól a terméseredményekre<br />
vonatkozó megbízható gazdasági adatokat nyerni Tovább nehezíti e módszer követését<br />
a gazdasági adatok folyamatos elavulása (ilyen értelemben következett be a hozadéki<br />
kataszterünk évszázados problémája, DÖMSÖDI, 2007). Sajátossága e módszernek az is,<br />
hogy a D-e-Meter értékszám csak a termıhelyi értékszámon alapulva, többé-kevésbé<br />
bonyolult számításokkal, becslésekkel hozható létre. A termıhelyi értékszám nagyméretarányú,<br />
genetikus talajtani – földminısítési – térképezése az ország kb. fele részén elvégzetlen,<br />
a befejezés költsége kb. 20 milliárd Ft! Irányadó követelmény az is, hogy minden<br />
országban az egyszerőbb, könnyen kezelhetı meghatározásokra, módszerekre törekednek.<br />
Ezért a D-e-Meter módszernek fıként az ingatlan-nyilvántartástól független, gyakorlati,<br />
eseti földértékelésekben lehet szerepe, jelentısége (amennyiben az ingatlanforgalmi<br />
szakértık, ill. a termıföld-értékbecslık azt felkarolják vagy alkalmazzák).<br />
Mindezek után úgy gondolom megérthetı, hogy az ingatlan-nyilvántartásban a hozamadatokon,<br />
és jónéhány (30-40) a földértéket meghatározó tényezık – folyamatosan<br />
változó – adatain alapuló rendszer nem kezelhetı. Mert az ingatlan-nyilvántartás nem a<br />
folyamatosan változó gazdasági adatokon alapuló földértéket, hanem a földminıséget<br />
jegyzi. (Pl. a települések, fıutak, üdülıhelyek környezetében a földek minısége lehet<br />
igen silány is, de az értéke a frekventáltság és egyéb értéktényezı miatt a „csillagos<br />
égig” növekedhet. Ezért a földértékelés mindig a napi gyakorlati, eseti feladatokhoz<br />
(adás-vétel, kisajátítások stb.) igazodik.<br />
A földminısítési adatbázis bıvítési lehetısége, koncepciója<br />
Az elvégzett vizsgálatok alapján a talajadottságokon alapuló földminısítés rendbehozatala<br />
javasolható; ill. bıvíthetı, ha az adatok rendelkezésre állnak. Márpedig <strong>Magyar</strong>országon<br />
óriási talajadathalmaz (különbözı országos sekélyföldtani, talajtani, vízföldtani<br />
térképezések adathalmaza) van a földminısítés vonatkozásában felhasználatlanul. A<br />
talajadat alapú földminısítési rendszer lényegesen könnyebben kivitelezhetı, vezethetı<br />
és nincs elavulása. Minél egyszerőbb a földminıség mérıszámának meghatározási<br />
mechanizmusa, annál alkalmasabb a földminısítési rendszer az ingatlannyilvántartásba<br />
való beépítésre és kezelésre.<br />
A jelenlegi földminısítési adatbázis bıvítésében a fokozatos felújítás lehet célravezetı,<br />
a „lecserélés” gyakorlata nem követhetı.<br />
22
23<br />
1. ábra A kataszteri földminısítési adatbázis bıvíthetıségének szemléltetése. A null körrel jelzett vizsgálati helyek a bıvítményt<br />
mutatják, KMT = jelenlegi földminısítés mintatér leírásai.<br />
Társadalom-térinformatika-kataszter: a földminısítés adatbázisának bıvíthetısége
Dömsödi<br />
Az alapokat a digitális külterületi ingatlan-nyilvántartási térkép (vagy az ortofotó térkép),<br />
valamint a talajismereti (Kreybig) térkép összeépítése jelentené (PÁSZTOR et al.,<br />
2006). Legcélravezetıbb a digitális ingatlan-nyilvántartási térképnek az a másolata volna,<br />
amely a jelenlegi földminısítési adatrendszert is tartalmazza. Ezzel kellene a talajismereti<br />
(Kreybig) térkép adatrendszerét összeépíteni (1. ábra). Ezzel a „szintézissel” az<br />
egységnyi földterületre jutó talaj-, ill. földminıség adatok megtriplázódnának, a rendszer,<br />
ill. a bıvítés összhangban lenne a már meglévı földminısítéssel, és reformként hatna<br />
egyes országrészek földminısítéssel kapcsolatos helyzetére. Pl. a homoktájakra, ahol a<br />
mintatér talajismeretét csak egy-két mondatos leírás mutatja (pl. „kevés gyökérzettel<br />
átszıtt sárgásszürke homok”).<br />
Az említett több tízmilliárdos térképezési költséggel szemben a javasolt fejlesztés<br />
1.0-1.5 milliárd Ft bekerüléssel, az érdekelt intézmények (VM, FÖMI, NYME GEO,<br />
MTA TAKI) összefogásával, pl. közös pályázaton, európai uniós forrásokból megszerzett<br />
pénzfedezet biztosításával megoldható.<br />
A mőszaki, technikai adottságok, a szaktudásunk és fıként az akaratunk lehetıséget<br />
kínál arra, hogy az ország nagy mennyiségben már meglevı talajadathalmazának felhasználásával<br />
bıvítsük, fejlesszük a hazai kataszteri földminısítési adatbázisunkat.<br />
Irodalom<br />
DÖMSÖDI, J. (1993). Az aranykoronától az aranykoronáig. <strong>Magyar</strong> Mezıgazdaság, 48 (4).<br />
DÖMSÖDI, J. (2006). Földhasználat. Dialóg Campus Kiadó, Budapest-Pécs.<br />
DÖMSÖDI, J. (2007). Tanulmány a D-e-Meter földminısítési értékszám földhivatali bevezethetıségérıl.<br />
Geokomplex Mezıgazdasági Kutató és Tervezı Kkt, Budapest.<br />
DÖMSÖDI, J. (2010). Az ingatlan-nyilvántartás földminısítési adatbázisának bıvíthetısége.<br />
Geodézia és Kartográfia, LXII. évf. (3).<br />
FÓRIZS, Jné., MÁTÉ, F., STEFANOVITS, P. (1972). Talajbonitáció-földértékelés. MTA Agrártudományok<br />
Osztályának Közleményei, 30 (3).<br />
MÁTÉ, F., TÓTH, G. (2003). Az aranykoronától a D-e-Meter számokig. In GAÁL, Z., MÁTÉ, F.,<br />
TÓTH, G. (szerk.) Földminısítés és földhasználati információ. Keszthely, 2003. december<br />
11-12. országos konferencia kiadványa, Veszprémi Egyetem.<br />
PÁSZTOR, L., SZABÓ, J., BAKACSI, ZS. (2006). A térbeli talajinformációs rendszerek pontosságának<br />
és megbízhatóságának növelése. (<strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés Sopron, 2006. aug. 23-25.)<br />
Talajvédelem c. folyóirat különszáma.<br />
24
TALAJVÁLTOZATOK TERMÉKENYSÉG-<br />
BECSLÉSE TALAJTÉRKÉPEKEN ALAPULÓ<br />
MINTATERÜLETI ADATBÁZISOK ALAPJÁN<br />
Kocsis Mihály 1 , Makó András 1 , Farsang Andrea 2<br />
1 Pannon Egyetem, Georgikon Kar, Növénytermesztéstani és <strong>Talajtani</strong> Tanszék, Keszthely<br />
2 Szegedi Tudományegyetem, Természettudomány és Informatikai Kar, Természeti Földrajzi és<br />
Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
e-mail: kmisi@earth.geo.u-szeged.hu<br />
Összefoglalás<br />
Kutatási célunk az országos (regionális) talajtani és mezıgazdasági adatbázisok alapján készülı<br />
talajváltozati színtő termékenységi becslés valós talajtermékenységet tükrözı pontosítása. A<br />
termékenység becslés pontosítási lehetıségeit az országos szintő Agrokémiai Információs és<br />
Irányítási Rendszeren (AIIR) vizsgáltuk. Az AIIR adatbázis a Dél-Alföldön meghatározó területi<br />
arányban elıforduló nagy agyagtartalommal rendelkezı (mezıségi) csernozjom talajok<br />
változataira kevés adatsorral rendelkezik. Ezért 1985-1989 évek között győjtött, AIIR adatbázisból<br />
származó termékenységi adatok sem tekinthetık statisztikailag megbízhatónak, a földminısítés<br />
során történı alkalmazhatóságuk is kérdéses.<br />
A talajváltozatok talajtani- és növénytermesztési adatbázisokon alapuló talajváltozati termékenységbecslésének<br />
pontosítására kidolgoztunk egy iterációs módszert, amelyet a Dél-<br />
Tiszántúlon elhelyezkedı (orosházi és szentesi) mintaterületeken alkalmaztunk. Az iteráció<br />
során az AIIR-ból származó talajváltozati termésátlagok a szántókon mért sokéves parcellaszíntő<br />
terméshozamokkal talajváltozati-folt arányosan korrigáltuk. Az iterációs számítást három<br />
variációban futattuk le: elsı esetben az orosházi és szentesi szántóterületek évjárati termésadatait<br />
összevontan, második esetben SZÁSZ (1991) által kidolgozott természetes növényi vízellátottságok<br />
(VE) évjárati-hatása szerint, illetve a harmadik esetben a VE évjáratokra és a mővelés<br />
gyakorlat alapján parcella-csoportokra szétbontva. Az utóbbi iterációs számítás szolgáltatott<br />
legpontosabb becsült termékenységi eredményeket a talajváltozatokra.<br />
Summary<br />
Our research aim is making more precise the soil variation-level fertility estimation (which is based on<br />
national (regional) soil science and agricultural databases), as it reflects the real soil fertility.<br />
We examined the opportunities of this precise-mading on the Agrochemical Information and<br />
Direction System (AIIR). The AIIR database is possessed a lacking data queue to the variations<br />
of high clay content chernozem soils in the South part of the Great Hungarian Plain. In this<br />
reason, we cannot consider reliable the fertility data which are come from the AIIR-database<br />
(collected between 1985-89), and the applicability is problematic during the land qualification.<br />
We elaborated an iteration calculation to making more precise the fertility estimations, which are<br />
based on soil science and crop production databases. We used this method on sample areas near<br />
Orosháza and Szentes. During the iteration we corrected the average yields come from the AIIRdatabase<br />
to the multiannual parcel-level yields, proportionally the soil variations. We made the iteration<br />
method in three variation: in the first case, we made it contracted the yield data from the Orosháza and<br />
Szentes-sample area. In the second case, we made the iteration calculation adjusting for the natural<br />
water state of supply and age-grade effects (according to SZÁSZ, 1991). In the third case, we made the<br />
calculation based on water-state of supply and cultivation practice, dissolved to parcel-groups. The<br />
latter iteration calculation brought the most accurate estimated fertility results to the soil-variations.<br />
25
Kocsis – Makó – Farsang<br />
Bevezetés<br />
Hazánkban ma is a Ferenc József rendelkezése alapján meghozott 1875. évi VII. törvény<br />
által szabályozott, fıként közgazdasági megfontolásokat szem elıtt tartó, az úgynevezett<br />
tiszta jövedelmi fokozatokon nyugvó, mintateres Aranykoronás földértékelés van érvényben.<br />
Az Aranykoronás-értékelés talajtani és növénytermesztési ismeretek, illetve a<br />
hazánkra kiterjedı talajtérképezésbıl származó adatok hiányában már eredendıen sem<br />
tudta figyelembe venni a korszerő talajbonitációs elveket. Napjainkban a hazai közvélekedés<br />
körében mindjobban felmerül a komplex környezetközpontú és földügyi kihívások<br />
következtében a korszerő földminısítés iránti igény (TÓTH, 2009). A világ döntı részén a<br />
mezıgazdasági területek környezetközpontú talajminısítéséhez pontszámokon alapuló<br />
parametrikus eljárásokat dolgoztak ki, amelyekkel a talajok termékenységét vagy közvetlen<br />
úton, a termıhelyi adottságok alapján, vagy közvetett úton, a termesztett haszonnövényeken<br />
keresztül lehet megállapítani (GÉCZY, 1968; NAGY, 1981).<br />
<strong>Magyar</strong>országon környezetközpontú talajparametrikus földminısítı rendszer az<br />
1970-es években Fórizsné – Máté – Stefanovits által kidolgozott természettudományos<br />
és talajtani ismereteken nyugvó 100 pontos termıhely-értékelés. A „100 pontos” földminısítésnek<br />
az alapját képezte a nagyméretarányú [1:10.000] genetikus talajtérképezés,<br />
amely az 1980-as évek végére az ország területének kb. 60 %-ára elkészült (MÉM,<br />
1982; MAGYAR KÖZLÖNY, 1986). Az átmenetileg, részlegesen bevezetett „100 pontos”<br />
rendszernél a mezıgazdasági termıhelyekhez tartozó termékenységi szinteket a természeti<br />
viszonyok alapján állapították meg (FÓRIZSNÉ et al., 1971). A 100 pontos talajminısítést<br />
a rendszerváltozáskor az Aranykoronás alapon lejzajlott földkárpótlás következtében<br />
visszavonták.<br />
2001-ben elkezdıdött a Pannon Egyetem, Georgikon Kar és több szakmai intézmény<br />
összefogása révén a talajtulajdonságokon nyugvó, környezetközpontú D-e-Meter<br />
termıhely minısítés kidolgozása (GAÁL et al., 2003; TÓTH et al., 2003). A D-e-Meter<br />
rendszer statisztikus elven, évjárat-hatásonként, termıhely és fıbb mezıgazdasági<br />
kultúrnövények szerint minısíti a földterületeket. A rendszer statisztikus talajértékelése<br />
az AIIR adatbázison (Agrokémiai Információs és Irányítási Rendszer) alapszik, amely<br />
4 millió hektár szántó mőveléső terület 80.000 parcellájáról származó talajtani, trágyázási,<br />
tápanyagvizsgálati és terméshozam öt éves (1985-1989) adatsorait tartalmazza<br />
(DEBRECZENINÉ et al., 2003).<br />
A rendelkezésre álló parcella szintő terméshozam, illetve kisléptékő talajtérképek és<br />
a hozzájuk tartozó tematikus kartogramok által hordozott részletes talajtani információk<br />
teszik lehetıvé azt, hogy kis talajtaxomómiai egységekre pontos és precíz földminısítési<br />
mutatószámok kerüljenek megállapításra (TÓTH, 2009). A digitális térképezési<br />
módszerek fejlıdésével, s ez által a térbeli részletesség növekedésével lehetıvé válik a<br />
földek minısítésének további pontosítása (TÓTH, MÁTÉ, 2006). A talajok termékenységét,<br />
azaz a talajok relatív produkciós potenciálját mezıgazdasági haszonnövények<br />
hosszú távú termesztési feltételei határozzák meg, amelyeket döntıen az adott területen<br />
kialakult klimatikus viszonyok befolyásolnak (GYURICZA, BIRKÁS, 2000).<br />
A talajok vízháztartásának megváltozása a vízigényes mezıgazdasági kultúrák (kukorica,<br />
napraforgó, cukorrépa, burgonya) termesztési feltételeit fokozottan korlátozhatja. A<br />
növények vízellátottsága szorosan összefügg a csapadék mennyiségével, illetve a párolgási<br />
körülményekkel, amelyeket együttesen különbözı szárazsági vagy aszály indexekkel<br />
fejezhetünk ki (SZÁSZ, 1991). Mivel <strong>Magyar</strong>országon a talajok vízellátottsága a<br />
26
Talajváltozatok termékenység-becslése...<br />
nyári hónapokban a legkritikusabb, ezért ennek jellemzésére SZÁSZ 1991-ben kidolgozta<br />
a vízellátottsági-faktor [VE] függvényt. A VE index a nyári idıszak csapadékellátottságát<br />
és párolgását veszi alapul, de mintegy „visszaemlékezik” a téli-tavaszi elraktározott<br />
csapadék mennyiségére is. Megjegyzendı, hogy elsısorban az egynyári<br />
növények (kukorica, cukorrépa, napraforgó, burgonya stb.) vízellátottsága becsülhetı<br />
az elıbb említett vízellátottsági faktor alapján (SZÁSZ, 1991). A természetes növényi<br />
vízellátottságok évjárati hatását országos szinten az AIIR adatbázison MAKÓ és munkatársai<br />
(2009) vizsgálták. Statisztikai vizsgálataikban megállapították a talajok - kukorica<br />
szemtermés produkcióban megnyilvánuló - nagyfokú klíma-, illetve vízellátottságérzékenységét,<br />
illetve kimutatták, hogy az egyes vizsgált talajtani és agrotechnikai tényezık<br />
a különbözı vízellátottságú évjáratokban eltérı módon fejtik ki hatásukat.<br />
A talajok termékenységére ható klimatikus tényezı szerepét KOCSIS és FARSANG<br />
(2007) is vizsgálták. A környezetközpontú Német Talajbecslés adaptálása során arra a<br />
megállapításra jutottak, hogy a hódmezıvásárhelyi termıhelyre jellemzı átlagos éves<br />
150 mm-es csapadékhiány termékenységre gyakorolt negatív hatása kézzelfoghatóan<br />
megjelenik a német talajértékelés pontszámaiban.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A kutatásaink során vizsgált orosházi mintaterület a Békési-háton, illetve a szentesi<br />
szántóterület a Csongrádi-síkon helyezkedik el. A két kistáj talajai alföldi löszön, illetve<br />
Tisza és Maros folyóvízi üledékein kialakult (MAROSI, SOMOGYI, 1990) nagy<br />
agyagtartalmú, döntıen karbonátos és mélyben sós réti csernozjom (200), és<br />
csernozjom réti (300) talajok találhatók. Jelentıs területi hányadban fordulnak elı továbbá<br />
réti szolonyecek (240), szoloncsákos (280) és szolonyeces (290) réti talajok.<br />
Továbbá az orosházi szántóterületen kis területre korlátozódva alföldi csernozjom<br />
(192) talaj figyelhetı meg. A 2660 hektáros orosházi területnél 94 parcellán 98 talajváltozat<br />
631 darab talajfolt, a szentesi földterületen, pedig 616 hektáron 6 parcellán 24<br />
talajváltozatnak 136 talajfoltja található meg. A mintaterületeken szántóföldi növénykultúrák<br />
termesztése folyik.<br />
Begyőjtöttük a dél-alföldi szántókra a 2002/2003 és 2007/2008 évjáratok közötti<br />
idıszakra vonatkoztatva a táblatörzskönyvi és Agrár Környezetgazdálkodási (AKG)<br />
naplós termesztési adatokat. Továbbá rendelkezésünkre állottak az 1970-es években<br />
szerkesztett genetikus üzemi talajtérképek, valamint az 1989-ben felújított (kontúros)<br />
nagyméretarányú [1:10.000] genetikus bonitálási talajtérképek és a hozzájuk tartozó<br />
tematikus (humusz, mészállapot és kémhatás, szikesedési, talajvíz, talajhasználat) kartogramok<br />
(HORVÁTH et al., 1989).<br />
A talajtérképeket és kartogramokat ArcGIS 9.2-es térinformatikai szoftverrel digitális<br />
formában feldolgoztuk. A digitális térképi rétegek poligonjait és a parcellakiosztási térképeket<br />
egymásra lapolva létrehoztuk a mintaterületek talajváltozati folttérképét (1. ábra).<br />
Az így elıálló talajváltozati térkép foltjaihoz hozzákapcsolva a genetikus térkép és a<br />
kartogramok által tartalmazott fontosabb talajparaméterek (fizikai féleség, pH, humuszés<br />
mésztartalom) kategóriaadatait, valamint az egyes évjáratok táblaszintő növénytermesztési<br />
adatait, „mintaterületi” adatbázist hoztunk létre. Az adatbázis adatsoraihoz hozzárendeltük<br />
az egyes évjáratok Szász-féle vízellátottsági kategóriáit (SZÁSZ, 1991) is. (A<br />
talajok számított évjáratonkénti vízellátottságának [VE] kategóriákba sorolása háromfokozatú<br />
skála alapján történt: VE I. =10-20 (száraz év); VE II. =20-50 (normál év); VE III. =50-<br />
70 (csapadékos év)).<br />
27
Kocsis – Makó – Farsang<br />
1. ábra A dél-alföldi mintaterületek talajváltozati folttérképe<br />
A genetikus talajtérképek és kartogramok egymásra lapolásával létrehozott talajváltozati<br />
térkép talajfoltjaira (poligonjaira) kiszámoltuk a terület-specifikus, 100 pontos földminısítési<br />
rendszer termıhelyi értékszámait (2. ábra). Az egyes talajváltozati-foltokra<br />
meghatároztuk továbbá az AIIR adatbázisban elıforduló parcellaszintő 1-100-ig terjedı<br />
skálára átkonvertált átlagos terméshozamokból származtatott talajváltozati termésszinteket<br />
(3. ábra). Az iterációs termékenységi becsléseknél a mintaterületen mért, 0-100 intervallumra<br />
normalizált terméseredményeket használtuk fel.<br />
28<br />
2. ábra Mezıgazdasági parcellákra megállapított termıhelyi értékszámok
Talajváltozatok termékenység-becslése...<br />
A talajváltozatok átlagos termékenységét VE évjáratonként a parcellaszintő több<br />
éves termésadatsorokból és a parcellákon lévı talajváltozati foltok területi részarányából<br />
becsültük iterációs módszerrel oly módon, hogy kiindulási értékként a talajváltozati<br />
foltok AIIR-ból származtatott átlagos termékenységét használtuk fel.<br />
3. ábra A mintaterületek talajváltozatira megállapított - AIIR adatbázis szerinti - átlagos<br />
termékenységek<br />
Az iterációs számítást MS Excel Solver bıvítménnyel végeztük, amely a<br />
„Generalized Reduced Gradient” nem lineáris optimalizálási eljárást használja. A<br />
Solver eszköz a lineáris és az egész értékő problémákra a változókat korlátozó szimplex,<br />
valamint az elágazás és korlátozás eljárást használja (PRIMUSZ, 2006).<br />
Az optimalizálási becsléseket két variációban futtattuk le úgy, hogy a talajváltozati<br />
foltok termékenységének alsó és felsı peremfeltételeként elsı esetben a talajváltozatok<br />
AIIR-ban elıforduló termésszintjeinek 50 %-os („A” típusú iteráció), majd második<br />
esetben a 80 %-os valószínőségein a felsı és alsó határokat („B” típusú iteráció) rendeltük<br />
hozzá.<br />
Ezután statisztikai módszerekkel értékeltük a talajváltozatok iterációval becsült<br />
termékenységi értékeit és az AIIR-ból származtatott átlagos termékenységi értékeket<br />
oly módon, hogy vizsgáltuk a parcellák mért termésadatainak és a parcellák talajfoltjainak<br />
különféle módszerekkel becsült termékenységét, illetve ezen becslések százalékos<br />
hatékonyságának mértékét. A becslı eljárások helyességének a jellemzésére RAJKAI<br />
(2004) alapján becslési hatékonyságot számoltunk, amely érték a vizsgált adatbázisra<br />
százalékban kifejezve adja meg a jó és elfogadható pontosságú becslések mennyiségét.<br />
Számításunk során azon becsléseket tartottuk elfogadható pontosságúaknak, ahol a<br />
mért és a becsült termékenységi értékek közti átlagos eltérések nagysága a 100-as skálára<br />
normalizált termésadatok esetében 10 egységnél kisebb.<br />
29
Kocsis – Makó – Farsang<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A dél-tiszántúli mintaterületeken a termıhely-specifikusságot tekintve arra a megállapításra<br />
jutottunk, hogy az alföldi csernozjom és a réti csernozjom talajváltozatok termékenysége<br />
kevésbé függ a területre jellemzı évjárati-vízellátottságtól. Ez annak köszönhetı,<br />
hogy csernozjom talajok kedvezı vízgazdálkodási tulajdonságai miatt a csapadékvíz,<br />
illetve a párologtatás hatása alárendelt szerepet játszik. Az egyes mezıgazdasági<br />
parcellákon a vízellátottság hatása abban az esetben erısödik fel, ha a réti<br />
csernozjom talajok mellett számottevı mértékben fordulnak elı gyengébb minıségő<br />
szikes talajváltozati foltok.<br />
4. ábra Az iterációs termékenységi becslések hatékonyságának (%) javulása az AIIR termésátlagok<br />
alapján számított becslések hatékonyságához képest, parcellák szerint [vízellátottság I.<br />
évjárati hatás = száraz év; vízellátottság II. évjárati hatás = normál év; vízellátottság III. évjárati<br />
hatás = csapadékos év]<br />
A 4. ábra bemutatja az iterációval történı talajváltozati szintő termékenység becslés<br />
becslési hatékonyságának javulását az AIIR adatbázisból számított termésátlagok alapján<br />
történı termékenységbecsléshez képest. Megállapítható, hogy a mért és becsült<br />
táblaszintő termésadatok közt csökkennek a különbségek, ha iterációs módszerrel pontosítjuk<br />
a parcellák talajváltozati foltjainak termékenységét. Az egyes iterációk „megbízhatósága”<br />
közt is különbség mutatkozott: pontosabban tudtunk becsülni (a termékenységi<br />
becslés hatékonysága lényegesen javult), amennyiben a „B” típusú iterációt<br />
alkalmaztunk.<br />
A szántóföldi növénytermesztésben kialakult üzemszervezési gyakorlatból (parcellákon<br />
összevont mővelés és betakarítás folyik) következıen bizonyos üzemek nem<br />
parcellánként, hanem az egyes parcella-csoportokra vonatkoztatva adják meg a termésátlagokat,<br />
így a talajváltozati termékenység becslések is parcella-csoportokként precízebben<br />
számolhatók. Ezen megfontolásból kiindulva, a VE évjárat-hatásonkénti termékenységi<br />
becsléseket parcella-csoportokra is elvégeztük (5. ábra).<br />
Az 5. ábra az AIIR adatbázisból vett átlagos terméseredményeket és a különbözı<br />
módszerekkel becsült vízellátottság évjáratonkénti, parcella-csoportokra érvényes termésadat<br />
értékekeit mutatja be. A becslési megbízhatóság százalékban kifejezve némiképp<br />
(60-90%) nıtt, amikor VE évjáratonként és parcella-csoportonként iterációval<br />
30
Talajváltozatok termékenység-becslése...<br />
becsültük a termékenységeket. A becslési számítások alapján az elıbbiekhez hasonló<br />
következtetéseket vonhatunk le: az iterációs módszerrel - vízellátottságtól függıen -<br />
pontosabbá tehetık a talajváltozati termékenységi mutatók.<br />
5. ábra Az iterációs termékenységi becslések hatékonyságának (%) javulása az AIIR termésátlagok<br />
alapján számított becslések hatékonyságához képest, parcella-csoportok szerint [vízellátottság<br />
I. évjárati hatás = száraz év; vízellátottság II. évjárati hatás = normál év; vízellátottság<br />
III. évjárati hatás = csapadékos év]<br />
Az általában igen változó becslési megbízhatóság százalékos értékei arra hívják fel a<br />
figyelmet, hogy a parcellák termékenységi viszonyait csak részben tudjuk modellezni,<br />
magyarázni az egyes talajfoltok termékenységi viszonyaival. Évjáratonként igen sok<br />
egyéb „zavaró” tényezı is befolyásolhatja a ténylegesen mért termésértékeket (belvízkár,<br />
viharkár, fagykár, vadkár, rágcsáló invázió, növénybetegségek stb.).<br />
Vizsgálataink eredményei arra is rámutatnak, hogy mind a szikes talajváltozatok<br />
termékenységét jellemzı - az AIIR adatbázisból származtatott - átlagértékekhez képest,<br />
mind pedig mintaterületi terméshozamok alapján az iterációs becsléssel kialakított<br />
termékenységi értékekhez képest a 100 pontos termıhely értékelési rendszer a szikes<br />
talajváltozatokra megadott talajértékszámai lényegesen alábecsültek. A<br />
talajértékszámok megállapításánál figyelmen kívül maradt az, hogy a mezıgazdasági<br />
termelésre csak a megfelelı minıségő szikes területek alkalmasak. Az utóbbiból fontos<br />
következtetésként az vonható le, hogy FÓRIZSNÉ és munkatársai (1971) által kidolgozott<br />
100 pontos termıhely-értékelés csupán talajtani- és talajföldrajzi ismereteken<br />
nyugszik, tehát az aranykoronás földértékeléshez hasonlóan ez a minısítési rendszer<br />
sem tükrözi a mért terméseredményeket.<br />
Az AIIR adatbázis a nagy agyagtartalmú csernozjom talajváltozatokra kevés számú<br />
adatsorral rendelkezik. Ebbıl következıen e talajváltozatok átlagos termékenységi<br />
adatai sem tekinthetık statisztikailag megbízhatónak, a földértékelés során történı<br />
alkalmazhatóságuk is kérdéses. A mintaterületi idısoros termésadatok feldolgozása<br />
hozzásegíthet bennünket e talajváltozatok termékenységi jellemzıinek pontosításához.<br />
Az alkalmazott iterációs módszerrel pontosíthatóak, „finomhangolhatóak”, az országos<br />
AIIR adatbázis alapján megadott talajváltozati szintő termékenységi adatok. Az iteráció<br />
során az AIIR adatbázis átlagos terméshozam adataiból kiindulva a talajfolt ará-<br />
31
Kocsis – Makó – Farsang<br />
nyosan súlyozottan összesített talajváltozati termékenységek korrigálásra kerülnek, a<br />
mintaterület parcellaszintjén mért, s a talajfoltok területi arányával súlyozott termésátlagokkal.<br />
A becslési eljárás még jobban pontosítható akkor, ha az „A” típusú iteráció<br />
helyett, a „B” típusú iterációt használunk.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
Bemutatott kutatási eredményeink közül legfontosabbnak azt tartjuk, hogy a dél-alföldi<br />
mintaterületeken kialakított talajtani és talajtermékenységi adatbázison kidolgoztunk<br />
egy, a talajváltozatok termékenységének pontosítására szolgáló iterációs becslési módszert.<br />
Ez az eljárás a továbbiakban alkalmas lehet arra, hogy egy adott termıhelyen<br />
nemcsak a cikkünkben bemutatott évjárati szintő vízellátottság-függı talajváltozati<br />
átlagos termékenységet pontosítsuk, hanem pontosabban megállapítsuk talajváltozati<br />
szinten pl. a növény-specifikus termékenységi értékeket.<br />
A módszer lehetıséget nyújt arra, hogy a <strong>Magyar</strong>országon érvényben lévı Aranykoronás<br />
földértékelés majdani megreformálásakor a helyébe lépı, jelenleg tesztelés<br />
alatt álló D-e-Meter termıhely minısítı rendszer talajértékelését a begyőjtött mintaterületi<br />
térképi adatok és a sokéves termésadatsorok alapján pontosítsuk, illetve a hiányzó<br />
(pl. nagy agyagtartalmú csernozjom) talajváltozatokra kiegészítsük.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ANTAL, J. et al. (1987). Új mőtrágyázási irányelvek. MÉM NAK, Budapest.<br />
DEBRECZENI BNÉ., KUTI, L., MAKÓ, A., MÁTÉ, F., SZABÓNÉ KELE, G., TÓTH, G., VÁRALLYAY,<br />
GY. (2003). D-e-Meter földminısítési viszonyszámok elméleti háttere és információ tartalma.<br />
In: Gaál, Z., Máté, F., Tóth, G. (szerk.) Földminısítés és földhasználati információ,<br />
Veszprémi Egyetem, Keszthely, 23-36.<br />
FÓRIZS, JNÉ., MÁTÉ, F., STEFANOVITS, P. (1971). Talajbonitáció – Földértékelés. MTA Agrártudományi<br />
közlemények, 30 (3), 359-378.<br />
GAÁL, Z., DEBRECZENI, BNÉ., KUTI, L., MAKÓ, A., MÁTÉ, F., NÉMETH, T., NIKL, I., SPEISER, F.,<br />
SZABÓ, B., SZABÓNÉ KELE, G., SZAKADÁT, I., TÓTH, G., VASS, J., VÁRALLYAY, GY. (2003).<br />
D-e-Meter az intelligens környezeti fölminısítı rendszer. In: Gaál, Z.,Máté, F., Tóth, G.<br />
(szerk.) Földminısítés és földhasználati információ. Veszprémi Egyetem, Keszthely, 3-21.<br />
GÉCZY, G. (1968). <strong>Magyar</strong>ország mezıgazdasági területe. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
GYURICZA, CS., BIRKÁS, M. (2000). A szélsıséges csapadékellátottság hatása egyes növénytermesztési<br />
tényezıkre barna erdıtalajon kukoricánál. Növénytermesztés, 49, 691-706.<br />
HORVÁTH, B., IZSÓ, I., JASSÓ, F., KIRÁLY, L., PARÁSZKA, L., SZABÓNÉ KELE, G. (1989). Útmutató<br />
a nagyméretarányú országos talajtérképezés végrehajtásához. Agroinform Kiadó; Budapest.<br />
KOCSIS, M., FARSANG, A. (2007). Német talajbecslı eljárás alkalmazása Csongrád megyei mintaterületen.<br />
In TÓTH, T., TÓTH, G., NÉMETH, T., GAÁL, Z. (szerk.) Földminısítés, földértékelés<br />
és földhasználati információ. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai<br />
Kutatóintézet – Pannon Egyetem, Budapest – Keszthely, 111-118.<br />
MAKÓ, A., MÁTÉ, F., SZÁSZ, G., TÓTH, G., SISÁK, I., HERNÁDI, H. (2009). A talajok klímaérzékenységének<br />
vizsgálata a kukorica termésreakciói alapján. „Klíma-21” füzetek, 56, 18-35.<br />
MAROSI, S., SOMOGYI, S. (1990). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere I.. 1.13.12. Békési-hát,<br />
306-310., 1.13.22. Csongrádi-sík, 314-318. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia Földrajztudományi<br />
Kutató Intézet, Budapest.<br />
MÉM (1982). A <strong>Magyar</strong> Népköztársaság Elnöki Tanácsának 1986. évi 27. számú törvényerejő<br />
rendelete a földértékelésrıl szóló 1980. évi 16. számú törvényerejő rendelet módosításáról.<br />
<strong>Magyar</strong> Közlöny, 54, 1462-1466.<br />
32
Talajváltozatok termékenység-becslése...<br />
NAGY, L. (1981). A búzatermesztés területi elhelyezkedése <strong>Magyar</strong>országon, természeti tényezık<br />
alapján. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
SZÁSZ, G. (1991). A nyári aszályhajlam területi eloszlása <strong>Magyar</strong>országon. Acta Geographica<br />
XXVIII-XXIX, 291-308.<br />
RAJKAI, K. (2004). A víz mennyisége, eloszlása és áramlása a talajban. <strong>Magyar</strong> Tudományos<br />
Akadémia <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest.<br />
PRIMUSZ, P. (2006). Tehergépkocsik tengelysúly növekedésének hatása az erdészeti utak pályaszerkezetére<br />
és a pályaszerkezet-gazdálkodására. Diplomamunka. Nyugat-<strong>Magyar</strong>országi<br />
Egyetem, Erdımérnöki Kar, Sopron, Geomatika és Mérnöki Létesítmények Intézet, Erdıfeltárási<br />
és Vízgazdálkodási Tanszék, 60-63.<br />
TÓTH, G., GAÁL, Z., MÁTÉ, F., VASS, J. (2003). Developing an internet-based decision support<br />
system for land management optimization of Hungarian croplands. In ULGIATI, S. (ed.)<br />
Reconsidering the Importance of Energy. 3 rd Biennial International Workshop Advances in<br />
Energy Studies. Porto Venere, Italy, September 24–28 2002, 251–257.<br />
TÓTH, G., MÁTÉ, F. (2006). Megjegyzések egy országos, átnézetes, térbeli talajinformációs<br />
rendszer kiépítéséhez. Agrokémia és Talajtan, 55, 473-478.<br />
TÓTH, G. (2009). Hazai szántóink földminısítése a D-e-Meter rendszerrel. Agrokémia és Talajtan,<br />
58 (2), 227-242.<br />
33
BÁNYÁSZATI EREDETŐ NEHÉZFÉM-<br />
SZENNYEZÉS VIZSGÁLATA MAGYAR ÉS HORVÁT<br />
VÍZGYŐJTİKÖN<br />
Kovács Elza 1 , Pregun Csaba 1 , Juhász Csaba 1 , Stanislav Franciskovic-Bilinski 2 ,<br />
Halka Bilinski 2 , Dario Omanović 2 , Ivanka Pižeta 2 , Tamás János 1<br />
1 Debreceni Egyetem, AGTC MÉK Kar, Víz- és Környezetgazdálkodási Tanszék, Debrecen<br />
2 Ruñer Bošković Institute, Division for Marine and Environmental Research, Zagreb<br />
e-mail: ekovacs@agr.unideb.hu<br />
Összefoglalás<br />
A bányászati tevékenység kapcsán felhalmozott meddıanyagok potenciális környezeti kockázatot<br />
jelentenek. A kockázatok feltárása és kezelése az egyes európai országokban eltérı fázisban<br />
jellemzı. Nemzetközi együttmőködés keretében az Pb-Zn bányászat által érintett Toka-patak<br />
vízgyőjtıjére, valamint a Ba bányászat által érintett Radonja folyó vízgyőjtıjére domborzati és<br />
vízgyőjtı modellek alkalmazásával, valamint analitikai mérési adatok felhasználásával értékeltük<br />
a szennyezı források eróziója okozta felszíni víz és talaj minıségi kockázatokat.<br />
Summary<br />
Mine tailings remaining back at the abandoned mining sites cause potential environmental risk.<br />
Risk assessment and risk treatment, however, are in different phases in the European countries.<br />
Based on a bilateral co-operation, risks on surface water and soil quality degradation resulting<br />
from former Pb-Zn mining and Ba-mining in the water catchment of Toka stream Hungary, and<br />
Radonja river Croatia, respectively, were evaluated by using digital elevation and water<br />
catchment models, as well as analytical data.<br />
Bevezetés<br />
A nehézfémek élıvizekre gyakorolt hatásai egyre nagyobb figyelmet kapnak a vízi<br />
környezetvédelmi célú kutatásokban. Skóciában és Wales-ben már az 1980-as években<br />
felfigyeltek arra a jelenségre, hogy a látszólag kiváló környezeti minıségő hegyi patakokban<br />
nagyfokú biológiai elszegényedés tapasztalható a nehézfémek koncentrációjának<br />
növekedése miatt.<br />
Az okokat vizsgálva a legfıbb szennyezı forrásokként a bányászati és útépítési tevékenységeket<br />
azonosították. A vizsgált patakok vízgyőjtıjén jelentıs mennyiségő<br />
nehézfém található, de környezeti leromlást csak az említett tevékenységek által érintett<br />
vizekben tapasztaltak. A szerzık arra is felhívták a figyelmet, hogy a bárium mellett<br />
egyéb potenciálisan toxikus elemek (pl. cink és ólom) jelenléte is kimutatható<br />
(SMITH et al., 1983). A nehézfémekkel kapcsolatos problémákat régen felhagyott nehézfém<br />
és szénbányák esetében is tapasztalták, ahol nemcsak a nehézfém kibocsátások<br />
jelentenek veszélyt, hanem a bányászati tevékenységekhez, illetve az egyéb hulladékokhoz<br />
köthetı savas kibocsátások is, amelyek hozzájárulnak a toxikus nehézfémek<br />
mobilizációjához és a táplálékláncba való bekerüléséhez (JOHNSON, 2002). A szénbányászati<br />
tevékenységek során különösen sok kéntartalmú ásvány (fıleg pirit) jut a fel-<br />
35
Kovács et al.<br />
színi vizekbe, ettıl függıen a bányavizek jellemzıen savas kémhatásúak (TIWARY,<br />
2001). A Walesben több éven keresztül megismételt vizsgálatok azt is kimutatták,<br />
hogy a nehézfémek üledékekben történı feldúsulása továbbra is folytatódik, és a vártnál<br />
nagyobb mértékő (HERR, GREY, 1997; GAYNOR, GRAY, 2004). Azokban a tavakban,<br />
amelyeket a bányászati tevékenységek által érintett patakok táplálnak, az üledékekben<br />
mért nehézfém-koncentrációk sokszorosai a vízfolyásokban mérteknek<br />
(WALSH et al., 2006).<br />
A környezeti ártalmak azonban csökkenthetıek a vizek pH-jának növelésével,<br />
amelynek egyik legolcsóbb és leginkább környezetkímélı módszere a vízfolyások<br />
átvezetése mészkıvel burkolt mesterséges szakaszokon, ahol a nehézfémek vízben<br />
oldhatatlan sók formájában kicsapódnak (CRAVOTTA, 2001, 2007).<br />
Mivel a nehézfémekkel kapcsolatos környezetterheléseket az egykori keleti blokk<br />
országaiban nem kezelték megfelelı súllyal, és a kutatások keretfeltételei sem voltak<br />
megfelelıen biztosítva, ezért az ilyen irányú kutatások is viszonylag késın kezdıdtek<br />
meg, sok esetben nemzetközi összefogással. A Duna vízgyőjtıjén jelentıs nehézfémterheléseket<br />
mértek azokon a területeken, ahol bányászati tevékenységet folytattak a<br />
múltban, illetve folytatnak jelenleg is. A közelmúltban Bulgáriában végzett kutatások<br />
veszélyes Cd, Cu, Pb és Zn koncentrációt mutattak ki pl. a Marica folyó vízgyőjtıjén,<br />
mind a folyómeder, mind az ártér üledékeiben (BIRD et al., 2009). Szerbiai kutatások<br />
során a Tisza üledékeit vizsgálták. A leggyakoribb nehézfémek (Zn, Cd, Pb, Ni, Cu,<br />
Cr, Fe és Mn) koncentrációját és speciációját az USA EPA, illetve a kanadai szabványok<br />
alapján vizsgálták. A nehézfém koncentrációk több elemre meghaladták azokat<br />
az értékeket, amelyek esetében nem valószínősíthetıek káros hatások a vízi életre nézve.<br />
A folyó magyarországi szakaszát szennyezettebbnek találták, mint a szerbiait<br />
(SAKAN et al., 2007). Nyugat-horvátországi kutatások során kimutatták a Száva folyó<br />
vízgyőjtıjén, hogy a nehézfémek közül a karsztos vidékeken a mélyebben fekvı ártéri<br />
mészkı tartalmú rétegekben erıs korreláció található az Pb, a Ba és a Hg elıfordulása<br />
között. Ezek feldúsulása szintén a bányászati tevékenységekre vezethetı vissza<br />
(PAVLOVIC et al., 2003).<br />
Anyag és módszer<br />
A felszíni vízfolyások és vízgyőjtıik környezetállapot-értékeléséhez, a környezeti kockázatok<br />
meghatározásához, illetve a döntéstámogatást célzó változatos szempontok<br />
szerinti vizuális térképi megjelenítésekhez a digitális terepmodellek ma már alapvetık.<br />
Ezek alapján, bizonyos korlátok mellett (TURCOTTE et al., 2001), meghatározhatók a<br />
lejtıirányok és lejtıszögek, amelyek ismeretében lehatárolhatóvá válnak az egyes vízgyőjtı<br />
szegmensek. A reprezentatív víz- és üledékminták elemtartalmának ismeretében<br />
pedig, pl. klaszteranalízissel (FRANČIŠKOVIĆ-BILINSKI, 2006; FRANČIŠKOVIĆ-BILINSKI<br />
et al., 2006), azonosíthatóak a valószínő szennyezı források (HWANG et al., 2001). Az<br />
elızetes értékelések adatigénye viszonylag kicsi, azok hozzáférhetıségét pedig egyre<br />
nagyobb felbontásban biztosítja számos internetes adatbázis és adattárház.<br />
Mintaterületként az Pb-Zn bányászat által érintett Toka-patak vízgyőjtıjét (Mátra)<br />
(1. ábra), valamint a Ba bányászat által érintett Radonja folyó vízgyőjtıjét (Horvátország)<br />
(2. ábra) vizsgáltuk. A Toka vízgyőjtıjének vizsgálatához részletes digitális<br />
szintvonalas térkép, valamint több víz- és üledékminıségi vizsgálati eredmény is rendelkezésre<br />
áll, különös tekintettel a bánya és a bányameddı hatásának vizsgálatára<br />
36
Bányászati eredető nehézfém-szennyezés vizsgálata magyar és horvát vízgyőjtıkön<br />
1. ábra A Toka-patak<br />
(KOVÁCS, 2004). A Radonja vízgyőjtıjének<br />
részletes feltárását<br />
ugyanakkor az aknák jelenléte gátolja,<br />
így üledékének és vizének minıségi<br />
paraméterei kizárólag a járható<br />
hidaknál mérhetık (FRANČIŠKOVIĆ-<br />
BILINSKI, 2006).<br />
A vizsgált folyók medervonalának<br />
digitális elıállítása a Toka<br />
patak esetében szintvonalak alapján,<br />
a Radonja esetében, adatforrás<br />
hiányában, az USGS/EROS<br />
adatbázisból véletlenszerően győjtött<br />
több ezer földrajzi szélességhez<br />
és hosszúsághoz rendelt magassági<br />
adat alapján történt. A<br />
vízfolyások nyomvonalának meghatározása<br />
mellett (IDRISI Antes,<br />
Runoff modul) a vízgyőjtık, illetve<br />
részvízgyőjtık lehatárolását is<br />
elvégeztük (IDRISI Antes,<br />
Watershed modul). A vízgyőjtık<br />
domborzatához rendelhetı felszíni<br />
lefolyás irányát és nagyságát<br />
krígeléssel (Surfer) vizualizáltuk.<br />
Az elıállított DEM és<br />
vízgyőjtı modell<br />
validálása mindkét vízfolyásra<br />
helyszíni GPS mérésekkel<br />
(Trimble Juno ST)<br />
történt. A nehézfémanomáliák<br />
kimutatásának<br />
alapjául pontszerő üledékminták<br />
szolgáltak, melyek<br />
összes elemtartalmát<br />
roncsolásmentes technikával<br />
(Niton XLt FP XRF)<br />
mértük meg.<br />
2. ábra A Radonja-folyó vizsgálati pontjai (Horvátország)<br />
37
Kovács et al.<br />
Eredmények és értékelésük<br />
A Toka és a Glinica 3D digitális domborzati modelljének elıállítása az információtechnológiai<br />
adatbázisokból megfelelı szoftverekkel többféle adatállomány-típusból is<br />
történhet. Ugyanakkor a Toka patak vízgyőjtıjére vonatkozó hozzáférhetı digitális<br />
szintvonalas adatállomány finomabb felbontást eredményez, mint a nagyobb területre<br />
győjtött néhányszáz magassági adat, bár a pontok számának növelésével ezesetben is<br />
értékelhetı információ-tartalmú DEM állítható elı (3. ábra). A DEM alapján ésszerően<br />
megadott osztályozással pontosan lehatárolhatók a (rész)vízgyőjtık, ami alapján meghatározható<br />
a vízgyőjtı területek nagysága, valamint a szennyezıforrások általi potenciális<br />
érintettsége (4. ábra).<br />
(a)<br />
38<br />
3. ábra A Toka (a) és a Glinica (b) 3D digitális domborzati modellje<br />
(b)
Bányászati eredető nehézfém-szennyezés vizsgálata magyar és horvát vízgyőjtıkön<br />
(a)<br />
4. ábra A Toka (a) és a Glinica (b) vízgyőjtı modellje<br />
(b)<br />
A DEM alapját képezı adatbázis emellett lefolyás-modellek generálására is alkalmas<br />
(5. ábra), amelyek megfelelı színkódolással hatékony döntés-támogató és prezentációs<br />
eszközként használhatók.<br />
A vizsgált területeken feltárt koncentráció-anomáliák (6. ábra) a vízgyőjtı- és lefolyás-modellek<br />
ismeretében, részletes hidrológiai, hidrogeológiai és meteorológiai adatsorok<br />
birtokában, azonosíthatóvá válnak a vízgyőjtık pont- és diffúz<br />
szennyezıforrásai, valamint a transzport-folyamatok modellezésével kvantitatív kockázat-elemzés<br />
is végezhetı.<br />
39
Kovács et al.<br />
(a)<br />
5. ábra A Toka (a) és a Glinica (b) lefolyás modellje<br />
(b)<br />
40
Bányászati eredető nehézfém-szennyezés vizsgálata magyar és horvát vízgyőjtıkön<br />
(a)<br />
6. ábra A Glinica üledékének relatív elemtartalom-anomáliái: (a) Pb, (b) Zn<br />
(b)<br />
Következtetések<br />
(a)<br />
7. ábra A Toka-patak vizének relatív elemtartalom-anomáliái: (a) Pb, (b) Zn<br />
Tanulmányunkkal igazoljuk, hogy megfelelı térinformatikai szoftverekkel korlátozott<br />
helyszíni mérés mellett is jelentıs információtartalommal bíró térképi adatállományok<br />
állíthatók elı, amelyek alapján a részletes környezetállapot-felmérés és környezeti<br />
kockázatelemzés irányítottabban és fókuszáltan végezhetı el.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A projekt a Nemzeti Kutatási és Technológiai Hivatal támogatásával magyar-horvát<br />
együttmőködésben valósult meg, projektazonosító: HR-4/08 (OMFB-01246-/2009),<br />
magyar témavezetı: Dr. Tamás János, horvát témavezetı: Dr. Stanislav Frančišković-<br />
Bilinski.<br />
(b)<br />
41
Kovács et al.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BIRD, G., BREWER, P.A., MACKLIN, M.G., NIKOLOVA, M., KOTSEV, T., MOLLOV, M. SWAIN, C.<br />
(2010). Contaminant-metal dispersal in mining-affected river catchments of the Danube and<br />
Maritsa drainage basins, Bulgaria. Water Air and Soil Pollution, 206, 105-127.<br />
CRAVOTTA, C.A. (2001). Effects of abandoned coal-mine drainage on streamflow and water<br />
quality in the Mahanoy Creek Basin, Schuylkill, Columbia, and Northumberland Counties,<br />
Pennsylvania, U.S. Geological Survey Scientific Investigations Report 2004-5291, 60 p., 4<br />
appendixes.<br />
CRAVOTTA, C.A. (2007). Passive aerobic treatment of net-alkaline, iron-laden drainage from a<br />
flooded underground anthracite mine, Pennsylvania, USA. Mine Water and the<br />
Environment, 26, 128-149.<br />
GAYNOR, A., GRAY, N.F. (2004). Trends in sediment metal concentrations in the River Avoca,<br />
South-east Ireland. Environmental Geochemistry and Health, 26, 411–419.<br />
HERR, C., GRAY, N.F. (1997). Metal contamination of riverine sediments below the Avoca<br />
mines, south east Ireland. Environmental Geochemistry and Health, 19, 73-82.<br />
HWANG, C. K., CHA, J.-M., KIM, K.-W., LEE, H.-K. (2001). Application of multivariate<br />
statistical analysis and a geographic information system to trace element contamination int<br />
he Chungnam Coal Mine area, Korea. Applied Geochemistry, 16, 1455-1464.<br />
FRANČIŠKOVIĆ-BILINSKI, S. (2006). Barium anomaly in Kupa River drainage basin. Journal of<br />
Geochemical Exploration, 88, 106-109.<br />
FRANČIŠKOVIĆ-BILINSKI, S., BILINSKI, H., TIBLJAŠ, D., HANŽEL, D. (2006). Sediments from<br />
Savinja, Voglajna and Hudinja rivers (Slovenia), reflecting anomalies in an old metallurgic<br />
area. Fresenius Environmental Bulletin, 15, 220-228.<br />
JOHNSON, B.D. (2002). Chemical and Microbiological Characteristics of Mineral Spoils and<br />
Drainage Waters at Abandoned Coal and Metal Mines. Water, Air, & Soil Pollution: Focus,<br />
3, 47-66.<br />
KOVÁCS, E. (2004). Nehézfémekkel szennyezett közegek környezettechnológiai vizsgálata.<br />
PhD értekezés, 1-150.<br />
PAVLOVIC, G., BARISIC, D., LOVERNCIC, I., ORESCANIN, V., PROHIC, E. (2003). Use of fallout<br />
137Cs for documenting the chronology of overbank sediments from the river Sava, Croatia,<br />
and interpreting their geochemical patterns. Environmental Geology, 47, 475-481.<br />
SAKAN, S., GRZETIC, I., DORDEVIC, D. (2007). Distribution and Fractionation of Heavy Metals<br />
in the Tisa (Tisza) River Sediments. Env. Sci. Pollut. Res., 14, 229–236.<br />
SMITH, B.D., LYLE, A.A., MAITLAND P.S. (1983). The ecology of running waters near aberfeldy,<br />
Scotland, in relation to a proposed barytes mine: An impact assessment. Environmental Pollution<br />
Series A, Ecological and Biological, 32, 269-306.<br />
TIWARY, R.K. (2001). Environmental impact of coal mining onwater regime and its management.<br />
Water, Air, and Soil Pollution, 132, 185–199.<br />
TURCOTTE, R., FORTIN, J.-P., ROUSSEAU, A. N., MASSICOTTE, S., VILLENEUVE, J.-P., (2001).<br />
Determination of the drainage structure of a watershed using a digital elevation model and a<br />
digital river and lake network. Journal of Hydrology, 240, 225-242.<br />
WALSH, R.P.D., BLAKE, W. H., GARBETT-DAVIES, H.R., JAMES, J.G., BARNSLEY, M.J. (2007).<br />
Downstream Changes in Bed-sediment and Streamwater Metal Concentrations along a Watercourse<br />
in a Rehabilitated Post-industrial Landscape in South Wales. Earth and Environmental<br />
Science. Water, Air, & Soil Pollution, 181, 107-113<br />
42
A MAGYARORSZÁGI ERUBÁZ TALAJOK<br />
ÁSVÁNYOS ÖSSZETÉTELE<br />
Madarász Balázs 1 , Németh Tibor 2 , Jakab Gergely 1 , Szalai Zoltán 1<br />
1 MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, Természetföldrajzi Osztály, Budapest<br />
2 MTA Geokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: madaraszb@mtafki.hu<br />
Összefoglalás<br />
Hat mintaterület, négy eltérı alapkızetén, összesen 15 erubáz szelvényt vizsgáltunk. A<br />
röntgendiffrakciós vizsgálat során megállapítottuk, hogy az erubáz talajokat ásványtani összetételük<br />
alapján két, jól definiálható tulajdonságokkal leírható csoportra oszthatjuk, amely a típus<br />
egy–egy altípusának tekinthetı: Ezeket „Bázikus talajképzı kızeten kialakult erubáz”-nak, és<br />
„Neutrális-savanyú talajképzı kızeten kialakult erubáz”-nak nevezzük.<br />
Summary<br />
15 erubáz profiles were investigated on 6 sample areas and on four different parent rock types.<br />
The x-ray diffraction analysis allowed us to distinguish between two types of erubáz soils,<br />
which are the two sub-types of this soil type. Mineralogy of these two groups is characteristically<br />
different. These groups named as are the "Erubáz soils developed on basic parent rocks"<br />
and the "Erubáz soils developed on neutral-acidic parent rock".<br />
Bevezetés<br />
Az erubáz talaj a magyar genetikus talajosztályozási rendszer kızethatású, vulkáni<br />
kızeten kialakult talajtípusa. Az elmúlt évtized egyre szerteágazóbb és részletesebb<br />
talajtani vizsgálatai ellenére a magyar talajtan egyik legelhanyagoltabb és legkevésbé<br />
kutatott talaja maradt (BARCZI, 2000; FEHÉR et al., 2006; FEHÉR, 2007; MADARÁSZ,<br />
2009), amelynek oka, hogy e talajtípus kisebb foltokban és elszórtan az ország hegyvidéki,<br />
többnyire földmővelésre alkalmatlan területein található. Az erubáz nevet és a<br />
talajtípus leírását elsıként von HOYNINGEN (1931) alkotta meg Észak- és Közép-<br />
Németország talajtípusainak osztályozása kapcsán. Ezt a nevet a késıbbiekben<br />
KUBIËNA (1953) átvette és alkalmazta Európa talajai c. munkájában, amelybıl<br />
STEFANOVITS is merített a magyar genetikus talajosztályozás létrehozásakor. Az elnevezés<br />
az „eruptív” és a „bázikus” jelzık összevonásával keletkezett, ami jelzi, hogy e<br />
képzıdmények többnyire bázikus vulkáni kızetek málladékain fordulnak elı, de<br />
ugyanúgy megtalálhatók savanyúbb vulkanitokon is.<br />
Munkánk célja ennek az alig ismert talajtípusnak részletes terepi és laboratóriumi<br />
vizsgálata volt, különös tekintettel agyagtartalmukra és agyagásvány-minıségükre,<br />
mivel a típus számos sajátosságát elsısorban e tulajdonságokkal magyarázzák. A magyar<br />
genetikai talajosztályozási rendszerben a fekete nyirok talajnak csupán típusa<br />
létezik. Altípusokat és változatokat nem különítettek el, s az már a munka korai szakaszában<br />
nyilvánvalóvá vált, hogy ez a talajtípus korántsem olyan egységes, mint ahogy<br />
azt klasszikus definíciója sejteti. Célunk volt ezért az erubázok osztályozási rendszerének<br />
felülvizsgálata is.<br />
43
Madarász – Németh – Jakab – Szalai<br />
Anyag és módszer<br />
A vulkáni kızetek és területek típusai alapján 15 alapszelvényt jelöltünk ki az országban.<br />
A talajszelvények kijelölése és a mintavétel során a talajtani térképezés alapelvei<br />
szerint jártunk el (SZABOLCS. 1966; BUZÁS. 1988, 1993). <strong>Magyar</strong>országon erubáz<br />
talajt többségében vulkáni hegységeink magasabban fekvı, erdıvel fedett részein találunk,<br />
így szelvényeink nagy része nemzeti parkban, természetvédelmi területen található.<br />
Három szelvény esetében (Markaz, Domoszló, Andornaktálya) azonban meg kellett<br />
elégednünk egy-egy, 5–10 éve felhagyott szılıterület szegélyével (1. táblázat).<br />
44<br />
1. táblázat A mintaterületek fizikai környezetének adatai<br />
Szelvény Koordináták<br />
Talajképzı kızet tszf (m) Kitettség Lejtés<br />
neve N E<br />
%<br />
1. Börzsöny 101 289047 642261 andezit 833 gerinc 0<br />
2. Börzsöny 102 289005 642365 andezit 798 DK 20<br />
3. Csóványos 289487 642621 andezit 932 K-DK 2–5<br />
4. Szt. György-h. 167577 528031 bazalt 414 DK 1–2<br />
5. Badacsony 162925 531600 bazalt 420 D 5–10<br />
6. Csobánc 170910 532390 bazalt 370 tetı 1–2<br />
7. Fekete-h. 174295 539284 bazalt 359 DNy 0–1<br />
8. Tihany 174574 559281 bazalt piroklasztit 162 DK 2–5<br />
9. Keserős-h. 265758 640621 andezit 620 tetı 0–1<br />
10. Öreg-Pap-h. 266741 644615 andezit 560 tetı 1–2<br />
11. Markaz 276383 726461 andezit 227 D 2–5<br />
12. Domoszló 276504 729290 andezit 215 D 2–5<br />
13. Andornaktálya 280069 752246 ignimbrit 219 É-ÉNy 5–10<br />
14. Tokaji-h. 311220 823615 andezit 482 Ny 10<br />
15. Tolcsva 328076 822691 ignimbrit 308 K-DK 10<br />
A talajok ásványtani és agyagásványtani vizsgálata röntgen-pordiffrakciós (XRD)<br />
módszerrel, az MTA Geokémiai Kutatóintézet PHILIPS PW 1710 készülékén történt.<br />
Az ásványos összetétel vizsgálata elıtt a talajminták nem estek át a talajtani rutinvizsgálatban<br />
alkalmazott különféle elıkezeléseken (pl. karbonátmentesítés, vastalanítás,<br />
szervesanyag-eltávolítás, kémiai úton történı diszpergálás stb.). A teljes talajanyagok<br />
dezorientált röntgendiffrakciós felvételébıl becsültük a talajok félmennyiségi ásványos<br />
összetételét, a BÁRDOSSY (1966, 1980) által módosított NÁRAY-SZABÓ–PÉTER–<br />
KÁLMÁN-eljárást követve (NÁRAY-SZABÓ, PÉTER 1964; PÉTER, KÁLMÁN 1964).<br />
A minták agyagásványos összetételének meghatározása a 2 µm alatti szemcseméretfrakcióból<br />
történt, amelyet az elızetesen desztillált vízben többször átmosott,<br />
diszpergált talajmintákból centrifugálással állítottunk elı. A duzzadó agyagásványok<br />
meghatározásához minden mintát etilénglikollal telítettünk. Ugyanígy elvégeztük az<br />
összes minta hıkezelését is 350, illetve 550 o C-on, elsısorban a kaolinit és a klorit<br />
elkülönítése, továbbá az OH-közberétegzés kimutatása érdekében. A szmektit–<br />
vermikulit elkülönítés a Mg-telített és glicerinnel kezelt minták alapján történt. A<br />
szmektit csoporton belül a montmorillonit és a beidellit szétválasztásához a Green-<br />
Kelly-tesztet használtuk (GREEN-KELLY, 1953), ami Li-telítést, 250°C-os hevítést,<br />
majd glicerinkezelést jelent. A szmektitek rétegtöltésének becsléséhez pedig K-telítést<br />
alkalmaztunk.
A magyarországi erubáz talajok ásványos összetétele<br />
Az egyes agyagásványfajták meghatározása a THOREZ (1976), illetve DIXON (1989)<br />
által összefoglalt módszerek és a talajokban elıforduló ásványok adatai alapján történt.<br />
Három minta (Badacsony, Tihany, Tokaj) agyagásvány-vizsgálata a hallei Martin<br />
Luther Egyetem jóvoltából, az „Institut für Bodenkunde und Pflanzenernährung” kutatólaboratóriumának<br />
Siemens D5005-ös röntgendiffrakciós készülékén történt, ahol a<br />
szerves anyag oxidációját és az oxidok eltávolítását követıen az agyagfrakciót<br />
ülepítéssel különítették el (TRIBUTH, LAGALY 1986). Az agyagásvány-meghatározást<br />
WHITTON és CHURCHMAN (1987) szerint végezték, a félkvantitatív agyagásványösszetétel<br />
meghatározása (1991) alapján történt. Az agyagásvány mennyiségi<br />
korrekciója a GJEMS (1967) és a LAVES–JÄHN (1972) által javasolt „Ásványok<br />
Intenzitási Tényezıi” szerint végezték.<br />
Az ásványos összetétel vizsgálatát 8 szelvény 18 mintáján, az agyagásványok azonosítását<br />
11 szelvény 27 mintáján végeztük el.<br />
Eredmények<br />
A Börzsöny 101-es és 102 szelvény<br />
A börzsönyi minták ásványi összetételét alapvetıen a talajképzı kızet határozza meg:<br />
jelentıs a plagioklász földpátok és az amfibol mennyisége, azaz az andezit anyakızet<br />
uralkodó ásványai jelennek meg a talajban is. Ez a jellemvonás a B101 Ah 2 -es mintájában<br />
mutatkozik meg legerıteljesebben. Ennek agyagfrakciójában a többi mintához<br />
képest jóval kevesebb kvarcot találunk, ami a felszíni szintek esetében eolikus por<br />
hozzákeverést sejtet. A mintákban számottevı az opál-C, illetve a cristobalit mennyisége,<br />
amely az andezit finomszemő alapanyagának lehet az átalakulási terméke. A<br />
cristobalit jellegzetes elegyrész andezites kızetek mállási képzıdményeiben, ahol<br />
szmektit, kaolinit, kaolinit/szmektit kevert szerkezető agyagásvány kíséri (pl. mátrai<br />
vörös andezitmálladékok; BERÉNYI ÜVEGES et al., 2002). A börzsönyi minták jellegzetessége,<br />
hogy bennük némi goethit is jelen van. A B101 Ah 1 - és Ah 2 -es minták agyagfrakciójában<br />
a bázisreflexió nélküli 7 Å-ös agyagásvány (rendezetlen, rosszul kristályosodott<br />
kaolinit és/vagy halloysit) dominál, valamint kisebb mennyiségő illit és<br />
szmektit található. Jelentıs a földpáttartalom, illetve a teljes talaj ásványi összetételéhez<br />
hasonlóan, az agyagfrakcióban is jelentıs a cristobalit mennyisége, valamint kevés<br />
a kvarc. Az amorf anyag mennyisége (az összes mintához hasonlóan) 2–5% között<br />
mozog. A B102 Ah 1 mintában – mint a többi börzsönyi mintában is – kevés az agyagásvány,<br />
ebben elsısorban a bázisreflexió nélküli kaolinit és/vagy halloysit és illit található<br />
meg. Jelentıs mennyiségő földpát, kvarc és cristobalit van az agyagfrakcióban, a<br />
szmektit mennyisége igen kevés. A B102 Ah 2 mintája hasonló a felette elhelyezkedı<br />
B102 Ah 1 -hez, de az agyagásványok némiképp rendezettebbeknek, jobban kristályosodottabbnak<br />
tőnnek. A 7 és 10 Å-ös agyagásványok (kaolinit és/vagy halloysit, illetve<br />
illit) mellett egy kevés, talán kis rétegtöltéső szmektit is megjelenik. A 7 Å-ös fázis<br />
halloysit vagy rendezetlen kaolinit, szmektit közberétegzıdéssel.<br />
Csóványos<br />
Ásványi összetételét – a B101, B102-es mintákéhoz hasonlóan – az andezit talajképzı<br />
kızet határozza meg; ennek uralkodó ásványai jelennek meg a talajban<br />
(plagioklász földpát, amfibol). A Csóványos Ah 1 - és Ah 2 -szintje agyagfrakciójának<br />
ásványi összetétele teljesen egyforma. Az agyagásványok rendkívül rosszul kristá-<br />
45
Madarász – Németh – Jakab – Szalai<br />
lyosodottak. Plagioklász földpát, kvarc és a börzsönyi mintákra jellemzı kevéske<br />
goethit is van az agyagfrakcióban, illetve jelentıs mennyiségő (opál-) cristobalit található<br />
a mintákban.<br />
Szent György-hegy<br />
A Szent György-hegy felszíni Ah 1 -es mintájában több a kvarc. Nemcsak a teljes talajban,<br />
hanem az agyagfrakcióban is jóval nagyobb a kvarc és vele együtt a földpát<br />
aránya, mint az alatta levı Ah 2 -es szintben. Mivel a bazalt nem tartalmaz kvarcot, ez<br />
a fázis nyilvánvalóan behordott, eolikus anyag. Kevés a másodlagos, pedogén ásványok<br />
aránya, a talajképzı kızetbıl örökölt fázisok uralkodnak, de az amorf fázis itt<br />
is megjelenik. A két szint agyagásványainak típusa teljesen egyforma. Az Ah 2 -es<br />
szintben viszont a kvarchoz viszonyítva kétszer annyi a földpát, mint az Ah 1 -es<br />
szintben, ami a talajképzı kızetbıl való öröklıdésre, a mállás beindulására és/vagy a<br />
kvarc allochton eredetére utal.<br />
Badacsony<br />
A badacsonyi szelvény három szintjének agyagásvány-összetétele igen hasonló. Domináns<br />
fázis az illit, amely eléri a 70%-ot is, emellett kevés kaolinit, kaolinit/szmektit és<br />
klorit található. A kvarc mennyisége, a Szent György-hegyi mintához hasonlóan, a<br />
mélységgel némileg csökken, ami itt is eolikus hozzákeverést sejtet. Az Ah 1 - és Ah 2 -es<br />
szintben szmektit csak nyomokban jelenik meg, az AR-szintben mennyisége megnı.<br />
Csobánc<br />
A teljes talaj uralkodó ásványa a kvarc, ezen kívül földpátok (plagioklász) vannak még<br />
jelentısebb mennyiségben. A piroxén és a vas-oxidok (hematit és magnetit) néhány<br />
százalékkal képviseltetik magukat. Az agyagásványok mennyisége mindössze 10–<br />
15%, közülük domináns fázis az illit, a kevés klorit és/vagy kaolinit mellett. A felsı<br />
szintben némileg több az agyagásvány, itt néhány százalékban szmektit, továbbá amorf<br />
anyag is jelen van. Az agyagfrakcióban egyértelmő az illit dominanciája; mennyisége<br />
eléri a 75–80%-ot is. Nagyobb mennyiségben (10–20%) még kaolinit és klorit van<br />
jelen. A szmektitek mennyisége az Ah 1 -szintben 10, az Ah 2 -ben 5% alatt marad. A két<br />
szint agyagásvány-összetételében azonban lényeges különbség nincs.<br />
Fekete-hegy<br />
A Fekete-hegy felszíni (Ah 1 -) szintjében jelentıs a kvarc mennyisége, nemcsak a teljes<br />
talajban, hanem az agyagfrakcióban is. Az agyagfrakcióban a kvarc és vele együtt a<br />
földpát aránya az Ah 1 -es szintben eléri az 50%-ot, míg az Ah 2 -es szintben alig 20%. A<br />
talajképzı bazalt nem tartalmaz kvarcot, tehát ez a fázis itt is nyilvánvalóan behordott,<br />
eolikus anyag. A mintákban meglepıen kevés az agyagásványok mennyisége. Mivel<br />
azonban az Ah 2 -es szintben a kvarc és a földpátok (törmelékes elegyrészek) mennyisége<br />
jóval kisebb, ezért az agyagásványok relatíve dúsulnak és domináns fázissá lép elı<br />
az illit, az illit/szmektit kevert szerkezető agyagásvány (I/S), valamint a kaolinit, illetve<br />
a kaolinit/szmektit kevert szerkezető agyagásvány (K/S). A szmektitek aránya az Ah 1 -<br />
beli 10–12%-hoz képest az Ah 2 -ben eléri a 20%-ot is. Mg-telítésre a szmektit, az illit és<br />
a kaolinit bázisreflexiója sokkal erıteljesebben jelentkezik, ami az agyagásványok<br />
rosszul kristályosodott állapotára utal.<br />
46
Tihany<br />
A magyarországi erubáz talajok ásványos összetétele<br />
A talajszelvény két szintjének agyagásvány-összetétele teljesen megegyezik. A szelvény<br />
agyagfrakciójában – hasonlóan a badacsonyi és csobánci mintákhoz – az illit (I/S)<br />
a domináns agyagásvány, azonban itt a szmektitek is jelentıs mennyiségben feltőnnek,<br />
mennyiségük eléri a 15–20%-ot. Klorit, kaolinit, valamint a kvarc és földpát csak<br />
nyomokban fordul elı.<br />
Markaz<br />
A szelvényben lefelé haladva emelkedik az agyagásvány-tartalom; ugrásszerő a növekedés<br />
az AC-szintben, ahol igen számottevı a szmektit mennyiségének megnövekedése.<br />
Ezzel párhuzamosan a kvarctartalom az Ah 1 - és az Ah 2 -szintben mért 60%-ról 5%<br />
alá csökken. A szmektittel együtt növekszik a cristobalit mennyisége is, amely – mint<br />
erre fentebb már utaltunk – jellegzetes elegyrész az andezites kızetek mállási képzıdményeiben<br />
(BERÉNYI ÜVEGES et al., 2002). A földpáttartalom viszonylag állandó. Az<br />
AC-szintben viszonylag nagy az amorf fázisok aránya. Az AC-szint agyagásványos<br />
karaktere alapvetıen eltér a felsıbb szintekétıl: döntı fázis benne a kis rétegtöltéső<br />
szmektit, emellett csak kevés kaolinit/szmektit kevert fázis és talán tiszta kaolinit jelenik<br />
meg. Az Ah 1 - és az Ah 2 -szintben a szmektiten és kaolinit/szmektiten (kaoliniten)<br />
kívül illit, illit/szmektit is jelen van. Lényeges eltérés továbbá, hogy jellemzıvé válik<br />
egy vermikulitszerő, nagy rétegtöltéső komponens is a kis rétegtöltéső szmektit mellett,<br />
gyaníthatóan annak rovására. Ez arra utal, hogy az agyagásványok rétegtöltése a talajosodás<br />
elırehaladtával növekszik. A „kis rétegtöltés → nagy rétegtöltés”-váltás gyakori<br />
ásványátalakulási folyamat egyes talajokban, fıként a Vertisolokban (RIGHI et al.,<br />
1995; NÉMETH et al., 1999). A GREEN-KELLY-teszt alapján az Ah 1 - és az Ah 2 -szintben<br />
a szmektit montmorillonitos jellegő. A középsı, Ah 2 -szintben OH-közberétegzett<br />
agyagásvány (valószínőleg vermikulit, HIV) képzıdésével is számolni kell. A szelvény<br />
az Ah 1 – Ah 2 illetve az AC- szint ásványos- és agyagásványos karaktere alapján nem<br />
tőnik genetikailag egy szelvénynek. Az AC-szint sokkal mállottabb, mint az Ah 1 - és<br />
Ah 2 -szint, vagyis ez utóbbiak lejtıhordalék eredete valószínősíthetı.<br />
Domoszló<br />
A teljes mintákat a felsı két szintben (Ah 1 , Ah 2 ) fele részben kvarc alkotja, amelynek<br />
mennyisége az AC mintában 40% alá csökken. Alárendelt a földpátok mennyisége,<br />
jelentıs viszont a 10–15 százaléknyi cristobalit-tartalom, amely jellegzetes elegyrész<br />
az andezites mintákban. Az uralkodó agyagásvány a szmektit, amelynek mennyisége a<br />
legalsó szintben éri el a maximumát: a minta csaknem negyedét alkotja. A minták további<br />
jellegzetes agyagásvány-fázisa a kaolinit, illetve a kaolinit/szmektit kevert szerkezető<br />
agyagásvány. Az illit aránya állandó és alárendelt mennyiségő. A cristobalit az<br />
agyagfrakcióban is megjelenik. A szmektit a vulkáni anyagok mállása során (üveg,<br />
földpát) képzıdött szmektitekre jellemzı módon kis rétegtöltéső, dioktaéderes típusú<br />
montmorillonit (THOREZ, 1976). A legfelsı szintben a szmektit megkezdıdı átalakulására<br />
utal az OH-közberétegzıdések megjelenése, ami savas pH-jú mérsékelt övi talajok<br />
tipikus folyamata. Jelentıs az amorf anyagok aránya is (~5%).<br />
47
Madarász – Németh – Jakab – Szalai<br />
Tokaji-hegy<br />
A talajszelvény három szintjének agyagásvány-összetétele hasonló. Domináns és<br />
egyeduralkodó agyagásványa az illit, I/S, amely mellett kevés kaolinit, K/S tőnik fel a<br />
mintákban. Az illit, I/S az összes általunk vizsgált szelvényben itt éri el maximumát: az<br />
agyagfrakció 80–90%-át alkotja. Az AC-szintben nyomokban némi szmektit és hidroxi<br />
közberétegzett szmektit vagy vermikulit (HIS–HIV) mutatható ki. A kvarc és a földpát<br />
mennyisége a teljes szelvényben nagyjából azonos (3–6%). Az andezites mintákra<br />
jellemzı cristobalit az Ah 1 - és az Ah Ah 2 -szintbıl hiányzik és csak az AC-szintben van<br />
jelentısebb mennyiségben.<br />
Következtetések<br />
A feldolgozott szelvények ásványtani és agyagásványtani vizsgálataiból megállapítható,<br />
hogy az erubáz talajok ásványi összetételében még viszonylag erısen tükrözıdik a<br />
talajképzı kızet összetétele, ami az altípusok elkülönítését feltétlenül indokolja. A<br />
talajképzı kızet ásványi összetételének visszatükrözıdését bizonyítják azok a talajban<br />
kevésbé stabil színes szilikátásványok, amelyek általában nem, vagy csak igen kis<br />
mennyiségben mutathatók ki más talajainkból. Ilyenek az amfibolok és a piroxének,<br />
amelyek a vizsgált területek talajképzı kızeteinek fı elegyrészei. Az amfibol csak az<br />
andezitre jellemzı, a piroxén pedig mindkét alapkızető talajban elıfordulhat – szelvényeink<br />
esetében elsısorban a bazaltos talajképzı kızeten kialakult talajokban.<br />
A minták közös ásványtani vonása, hogy kvarctartalmuk kisebb, földpáttartalmuk<br />
viszont jóval meghaladhatja az átlagos hazai talajokét (NEMECZ, 2006; NÉMETH, SIPOS<br />
2006). A kvarc mennyisége többnyire a feltalajban nagyobb – amelynek mennyisége<br />
egyes esetekben igen jelentıs –, ami eolikus por hozzákeveredését sejteti.<br />
Az amorf anyag mindegyik mintában jelen van, azonban mennyiségét számszerősíteni<br />
igen nehéz a nagyon rosszul fejlett agyagásványok miatt, amelyek az amorf anyagokhoz<br />
hasonlóan viselkedhetnek.<br />
A másodlagos ásványok közös vonása, hogy rendkívül rosszul kristályosodottak,<br />
(mállás nem elırehaladott) pedogén fejlıdésük korai szakaszban van. A Csóványosról<br />
származó mintákban pl. kaolinit vagy klorit is lehet, pontosan meghatározni nem lehet.<br />
A rossz kristályosodottság következtében egyes mintákban kaolinitként meghatározott<br />
agyagásvány lehet, hogy halloysit. Ennek megállapítása azonban további vizsgálatokat<br />
igényel.<br />
Vizsgálataink alapján a leggyakoribb agyagásvány az illit. Ezt követi a kaolinit,<br />
majd a szmektit. Az illit és a kaolinit további jellemzıje – a rossz kristályosodottságon<br />
és a rendezetlenségen túlmenıen –, hogy gyakran tartalmaz szmektit-közberétegzést. A<br />
kaolinit legfeljebb 15–20%-os arányban tartalmazhat szmektitet, míg az illit/szmektit<br />
csoport közberétegzett szmektitaránya csak 10% körüli.<br />
Az erubázok klasszikus definíciója szerint e talajokban egyértelmően az agyagásványok<br />
szmektit csoportja dominál (STEFANOVITS, SZÜCS, 1961). A röntgendiffrakcós<br />
mérések eredményei ezt nem erısítették meg (1. ábra). Vizsgálataink alapján a referencia<br />
szelvényekben elıforduló leggyakoribb agyagásvány az illit, illetve a kaolinit, amelyek<br />
a minták 90%-ban jelentıs szerepet töltenek be. A szemktitek jelenléte a (kivételnek<br />
tekinthetı) markazi erubáz lejtıhordalék-talaj esetében a legjelentısebb, valamint<br />
a domoszlói szelvényben, ahol arányuk eléri a 40%-ot, amely felveti e szelvény lejtıhordalék<br />
eredetét is.<br />
48
A magyarországi erubáz talajok ásványos összetétele<br />
Vizsgálataink alapján két, jól definiálható csoportot sikerült elkülönítenünk: a bázisos<br />
és a neutrális–savanyú talajképzı kızeten kialakult erubázokat. Ezen altípusokat<br />
„Bázikus talajképzı kızeten kialakult erubáz”-nak, és „Neutrális-savanyú talajképzı<br />
kızeten kialakult erubáz”-nak nevezhetjük.<br />
Kd: sm>kaolinit<br />
10%<br />
Domináns: illit<br />
40%<br />
Kd: kaolinit>illit<br />
30%<br />
Irodalomjegyzék<br />
Kd: illit>kaol<br />
20%<br />
1. ábra Vizsgált erubáz szelvények agyagásványos összetétele<br />
(Domináns: 50%
Madarász – Németh – Jakab – Szalai<br />
MADARÁSZ, B. (2009). A magyarországi erubáz talajok komplex talajtani vizsgálata, különös<br />
tekintettel agyagásvány-összetételükre. Egyetemi Doktori Értekezés, ELTE.<br />
NÁRAY-SZABÓ, I., PÉTER, É. (1964). Agyagok és talajok ásványi elegyrészeinek mennyiségi<br />
meghatározása diffraktométerrel. Földtani Közlöny, 94 (4), 444–451.<br />
NEMECZ, E. (2006). Ásványok átalakulási folyamatai talajokban. (A vizsgálat minták ásványai).<br />
Akadémia Kiadó, 174–214.<br />
NÉMETH, T., BERÉNYI ÜVEGES, J., MICHÉLI, E., TÓTH, M. (1999). Clay minerals in paleosols at<br />
Visonta. Acta Mineralogica-Petrographica, 40, 11–19.<br />
NÉMETH, T., SIPOS, P. (2006). Characterization of clay minerals in brown forest soil profiles (Luvisols)<br />
of the Cserhát Mountains (North Hungary). Agrokémia és Talajtan, 55 (1), 39–48.<br />
PÉTER, É., KÁLMÁN, A. (1964). Quantitaive X–ray Analysis of Crystalline Multicomponent<br />
Systems. Acta Chimica, 41 (4), 411–422.<br />
RIGHI, D., TERRIBILE, F., PETIT, S. (1995). Low-charge to high-charge beidellite conversion in a<br />
Vertisol from south Italy. Clays and Clay Minerals, 43, 495–502.<br />
STEFANOVITS P., SZÜCS L. (1961). <strong>Magyar</strong>ország genetikus talajtérképe és magyarázó – OMMI<br />
1961, 34–35.<br />
SZABOLCS I. (szerk.) (1966). A genetikus üzemi talajtérképezés módszerkönyve – Országos<br />
Mezıgazdasági Minısítı Intézet, Budapest.<br />
THOREZ, J. (1976). Practical identification of clay minerals. Editions G. Lelotte, Dison (Belgique).<br />
TRIBUTH, H. (1991). Qualitative und "quantitative" Bestimmung der Tonminerale in<br />
Bodentonen. In: TRIBUTH, H. és LAGALY, G. [ed.] Identifizierung und Charakterisierung<br />
von Tonmineralen. Berichte der Deutschen Ton- und Tonmineralgruppe e.V., DTTG 1991,<br />
37–85.<br />
TRIBUTH, H., LAGALY, G.A. (1986). Aufbereitung und Identifizierung von Boden- und<br />
Lagerstättentonen. Aufbereitung der Proben im Labor. GIT Fachz. Lab., 30, 524-529.<br />
WHITTON, J.S., CHURCHMAN, G.J. (1987). Standard methods for mineral analysis of soil survey<br />
samples for characterisation and classification in NZ Soil Bureau. Dept. of Sceintific and<br />
Industrial Research, Wellington. (NZ Soil Bureau Scientific Report 79.)<br />
50
A MARTHA ADATBÁZIS ALKALMAZÁSA A HAZAI<br />
TALAJOK VÍZTARTÓ KÉPESSÉG BECSLÉSÉNEK<br />
PONTOSÍTÁSÁRA<br />
Makó András 1 , Tóth Brigitta 1 , Hernádi Hilda 1 , Farkas Csilla 2,3 , Marth Péter 4<br />
1 Pannon Egyetem Georgikon Kar, Keszthely<br />
2 MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
3 Bioforsk, Norwegian Institute for Agricultural and Environmental Research, As (Norway)<br />
4 MgSZH Központ, Talajvédelmi Osztály, Budapest<br />
e-mail: mako@georgikon.hu<br />
Összefoglalás<br />
A MARTHA (<strong>Magyar</strong>országi Részletes Talajfizikai és Hidrológiai Adatbázis) adatbázis a hazai<br />
talajfizikai laboratóriumokban mért talajfizikai és vízgazdálkodási mérési eredmények (és a<br />
hozzájuk kapcsolódó talajtani alapadatok) egységes rendszerbe szervezett győjteménye. Reprezentativitása<br />
kiterjed az ország egész területére. Alapot nyújt országos és területi pedotranszfer<br />
függvények elıállítására éppúgy, mint a talajtérképi információk alapján történı csoportbecslési<br />
módszerek kidolgozására. A jelenlegi MARTHA ver 2.0 adatbázis mintegy 4000 talajszelvény<br />
15 000 talajrétegének adatait tartalmazza.<br />
Az adatbázison néhány – a talajok víztartó képességének becslésére általánosan használt –<br />
hazai és külföldi pedotranszfer függvény becslési pontosságát vizsgáltuk. Megállapítottuk,<br />
hogy a talajok víztartó képességének a becslése az un. csoport-pedotranszfer függvényekkel<br />
jelentıs mértékben pontosítható.<br />
Summary<br />
The MARTHA database (Hungarian Detailed Soil Hydrophysical Database) holds a comprehensive<br />
collection of laboratory test results of physical properties, water management characteristics<br />
and basic soil properties. Datasets of the database cover the whole area of Hungary and<br />
are organized according to a uniform metadata model and presented in a harmonized manner.<br />
The MARTHA database provides a basis for the development of pedotransfer functions valid at<br />
regional and national scales. It can be also used for the development of group estimate methods<br />
based on soil map information. The current version (v2.0) of the MARTHA database holds data<br />
of some 15000 soil layers from approximately 4000 soil profiles. Estimation accuracy of pedotransfer<br />
functions developed for water retention modelling was tested. Commonly used Hungarian<br />
and foreign pedotransfer rules were included in this study. Results of tests show, that<br />
with the development of the so-called class-pedotransfer functions the accuracy of soil water<br />
retention estimates can be considerably increased.<br />
Bevezetés<br />
Régóta nagy az érdeklıdés az olyan módszerek iránt, amelyek a talaj vízgazdálkodási<br />
tulajdonság adatait hozzáférhetı, egyszerően meghatározható talajjellemzıkbıl (pl.<br />
mechanikai összetétel, a térfogattömeg, szerves anyag tartalom) becslik (COSBY et al.,<br />
1984; AHUJA et al., 1985; RAJKAI, 1988; VEREECKEN et al., 1989; VAN GENUCHTEN et<br />
al., 1992; RAJKAI et al., 2004). A talaj vízgazdálkodását jellemzı talajparaméterek<br />
(víztartó képesség és vízvezetı képesség) mérési módszerei ugyanis általában bonyo-<br />
51
Makó – Tóth – Hernádi – Farkas – Marth<br />
lultak, idıigényesek és költségesek. Ugyanakkor e paraméterek ismerete legtöbb esetben<br />
elengedhetetlen a különbözı szimulációs modellek (például a termésbecslést, tápanyagtranszportot,<br />
szennyezıdés terjedést, CO 2 visszatartást, vagy a talaj<br />
szervesanyag-tartalom dinamikát leíró modellek) futtatásához.<br />
Azon eljárásokat, amelyekkel ismert talajtulajdonságok alapján egyéb, ismeretlen talajtulajdonságokat<br />
becslünk, pedotranszfer függvényeknek nevezzük (BOUMA, 1989).<br />
Amennyiben a talaj víztartó képességét adott mátrix potenciálokon (a pF-görbe pontjain)<br />
becsüljük, pontbecslésrıl beszélünk (pl. RAJKAI et al., 1981; AHUJA et al., 1985; RAJKAI,<br />
1988). Görbebecslésnek nevezik azt az eljárást, amikor a víztartóképesség-görbe leírására<br />
alkalmas függvények valamelyikének paraméterértékeit számítják kiválasztott talajtulajdonságok<br />
alapján. RAJKAI (2004) vagy WÖSTEN et al. (1999) pl. a VAN GENUCHTEN<br />
(1980) pF-görbét leíró függvényének paramétereit számították.<br />
A pedotranszfer függvények becslési hatékonyságát több szerzı is (RAJKAI, KABOS,<br />
1999; WÖSTEN et al., 2001; BØRGESEN, SCHAAP, 2005) összehasonlította különbözı<br />
adatbázisokon. Általánosságban elmondható, hogy azon pedotranszfer függvények<br />
becslése a leghatékonyabb, amelyeket a vizsgálandó terület talajaihoz hasonló talajtulajdonságokkal<br />
rendelkezı adatbázison dolgoztak ki (SCHAAP, LEIJ, 1998). Minél specifikáltabbak<br />
a függvények, annál pontosabb becslést eredményeznek kisebb mintaterületre.<br />
Országos léptékő hidrológiai számításokhoz viszont a nagyobb, heterogénebb<br />
talajmintákat tartalmazó adatbázison kidolgozott pedotranszfer függvények eredményeznek<br />
kisebb becslési pontatlanságokat. A csoportbecslı pedotranszfer függvények<br />
fogalma WÖSTEN et al. (1990) nevéhez főzıdik. Ezen függvények esetén - még a becslı<br />
módszer kidolgozása elıtt - a talaj vízgazdálkodási tulajdonságaival kapcsolatban<br />
álló talajjellemzık alapján alakítanak ki minél egységesebb talajcsoportokat az adatbázison<br />
(PACHEPSKY, RAWLS, 2004). A hasonló talajtulajdonságokkal jellemezhetı csoportokon<br />
belül átlagos vízgazdálkodási tulajdonságokat számítanak ki és ezzel jellemzik<br />
a csoporttal megegyezı talajtulajdonságú mintákat. Más esetben az egyes csoportokra<br />
külön-külön dolgozzák ki a becsléseket – mérlegelve, hogy melyik csoport esetén,<br />
mely talajtulajdonságokat vonják be a vizsgálatba –, így javítva a becslési pontosságot.<br />
A csoportok kialakítása történhet többek között a fizikai féleség (pl. PACHEPSKY<br />
et al., 2006; WÖSTEN et al., 1995), a talaj szerves anyag tartalma (RAWLS et al., 2003),<br />
a talaj szerkezete (PACHEPSKY, RAWLS, 2003), a talaj taxonómiai kategóriája (BATJES,<br />
1996; RAWLS et al., 2001), feltalaj és altalaj elkülönítése (WÖSTEN et al., 1990; RAWLS<br />
et al., 2001), vagy a talajképzı kızet (PACHEPSKY, RAWLS, 2004), vagy ezek kombinációja<br />
(pl: RAWLS et al., 2003) alapján.<br />
A talaj vízgazdálkodási tulajdonságait becslı összefüggések kidolgozásához szükséges<br />
olyan adatbázis, mely mért talajfizikai, -kémiai és vízgazdálkodási tulajdonságokat<br />
tartalmaz. Az utóbbi két évtizedben több olyan talaj vízgazdálkodási és -fizikai<br />
adatbázist hoztak létre a világon, melyek alkalmasak pedotranszfer függvények kifejlesztésére.<br />
Az UNSODA v2.0 (Unsaturated Soil Hydraulic Database, Version 2.0)<br />
(NEMES et al., 2001) 790 db nemzetközi talajminta vízgazdálkodási tulajdonságait<br />
tartalmazza. Az IGBT-DIS (Data and Information System of the International<br />
Geosphere Biosphere Programme) szintén egy nemzetközi adatbázis, ami 20920 talajszelvény<br />
131472 talajmintájának mért talajfizikai, -kémiai és vízgazdálkodási adatait<br />
tartalmazza (TEMPEL et al., 1996). A HYPRESS (Hydraulic Properties of European<br />
Soils) (WÖSTEN et al., 1999) 12 európai ország mért talajfizikai és – hidrológiai adatait<br />
– 4030 db talajszelvényre vonatkozóan – foglalja egységes adatbázisba.<br />
52
A MARTHA adatbázis alkalmazása a hazai talajok víztartó képesség becslésének ...<br />
<strong>Magyar</strong>országon eddig két adatbázis volt alkalmas a talaj vízgazdálkodási tulajdonságait<br />
becslı pedotranszfer függvények kifejlesztésére. Az egyik a <strong>Magyar</strong> Tudományos<br />
Akadémia <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutató Intézetének adatbázisa. Ez 270 db talajmintáról<br />
tartalmaz információkat, fıleg az Alföldrıl. Az erre az adatsorra (RAJKAI, 1988;<br />
RAJKAI et al., 1999) kidolgozott becsléseket sikeresen alkalmazták a magyarországi<br />
csernozjom talajokon. A másik nagyobb talajfizikai és vízgazdálkodási adatbázis a<br />
HUNSODA (Unsaturated Soil Hydraulic Database of Hungary) (NEMES, 2002), ami 840<br />
db talajminta és 576 db talajszint mért víztartó képességét tartalmazza. Mindkét adatbázis<br />
jól használható pedotranszfer függvények képzésére, egyetlen hátrányuk, hogy a mővelhetı<br />
talajoknak csak egy viszonylag szők csoportjáról szolgáltatnak információt.<br />
A <strong>Magyar</strong>országi Részletes Talajfizikai és Hidrológiai Adatbázist (MARTHA) létrehozásával<br />
az volt a célunk, hogy az összes <strong>Magyar</strong>országon elérhetı mért talajfizikai<br />
és vízgazdálkodási adatot összegyőjtsük és egységes adatbázisba rendezzük, továbbá,<br />
hogy a mérési adatok felhasználásával olyan új számítási módszereket fejlesszünk ki,<br />
melyek az eddigieknél nagyobb hatékonysággal becsülik a hazai talajféleségek vízgazdálkodási<br />
paramétereit. Munkánk jelenlegi szakaszában a talajok víztartó képességének<br />
becslési lehetıségeit vizsgáljuk.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A MARTHA adatbázis jól reprezentálja az ország – fıként a mezıgazdasági mővelés<br />
alatt álló – talajait. Az adatbázist SQL platformú (Firebird 2.0) szerveren tároljuk, a<br />
programnyelv Delphi. A talajszelvények elhelyezkedésének megjelenítéséhez a<br />
GoogleMap kapcsolatot használjuk. A MARTHA legutóbbi verziója a 2.0.<br />
A MARTHA ver2.0 tartalmazza a már korábban meglévı kisebb adatállományokat:<br />
a fent említett HUNSODA-át, a MTA TAKI adatbázisát és a Talajvédelmi Információs<br />
és Monitoring Rendszer adatait (VÁRALLYAY et al., 2009). Ezen források mellett a<br />
másik fı adatszolgáltató a megyei MGSZH Növény- és Talajvédelmi Igazgatóságok,<br />
ahol a 70-es évek közepétıl készült különbözı célú (öntözési, meliorációs, hígtrágya<br />
elhelyezési stb.) talajtani szakvéleményekben fellelhetı adatokat összegyőjtötték. Az<br />
adatgyőjtés elsı szakasza lezárult. A MARTHA ver2.0 jelenleg 3937 db talajszelvény<br />
15005 db talajrétegének talajfizikai, talajkémiai és vízgazdálkodási adatait tartalmazza.<br />
Az adatbázisban a feltárt talajszelvények, illetve azok egyes rétegeinek adatai a következıképpen<br />
csoportosíthatók: 1. Az általános paraméterek tartalmazzák a talajszelvényre<br />
vonatkozó alapvetı információkat (azonosító; pont típus [adatforrás típusa]; a<br />
megye neve, ahol a talajszelvény elhelyezkedett; EOV koordináták; GPS koordináták;<br />
talajtípus és altípus); a kiválasztott talajszelvényrıl készült kép és elhelyezkedése a<br />
térképen (Google Map kapcsolattal); a kiválasztott talajszelvény genetikai szintjei<br />
(azok jele és mélysége). 2. A kémiai paraméterek a desztillált vizes és kálium-kloridos<br />
pH-ra, a hidrolitos és kicserélıdési aciditásra (y1, y2); a mésztartalomra; a sótartalomra;<br />
a kicserélhetı nátrium mennyiségére; a T és S értékre és a szervesanyag-tartalomra<br />
vonatkozó adatokat tartalmazzák. 3. A fizikai paraméterek a víztartó képesség (talaj<br />
által visszatartott nedvességtartalom -1; -2,5; -10,0; -32,6; -100, -200, -316, -2512, -<br />
15850 és -1584893 hPa nyomással szemben), mechanikai összetétel (0,25-2mm; 0,05-<br />
0,25mm; 0,02-0,05mm, 0,01-0,02mm; 0,005-0,01mm; 0,002-0,005mm;
Makó – Tóth – Hernádi – Farkas – Marth<br />
Elsıként az adatbázisból kiválogattuk azokat az adatsorokat, melyek a talajok víztartó<br />
képesség értékein túl tartalmazták a talajok genetikai altípusát, az egyes genetikai<br />
szintek vagy rétegek azonosítóit, az összes alapvizsgálati paramétert, illetve a mechanikai<br />
összetétel és térfogattömeg adatokat is. Az így 7524 db talajszintre redukálódott<br />
„víztartó képesség adatbázist” használtuk további statisztikai vizsgálatainkban.<br />
Az adatbázison többféle becslési módszer alkalmazhatóságát hasonlítottuk össze.<br />
Egy részük hagyományos, ismert becslési eljárás volt, más részüket az újonnan alakítottuk<br />
ki. Mivel az újonnan képzett pedotranszfer függvények alkalmasságát független<br />
adatbázison kívántuk ellenırizni, a „víztartó képesség adatbázist” 67:33 % arányban<br />
tovább osztottuk „becslı” és „teszt” adatbázisokra. A „becslı” adatbázis szolgált az új<br />
pedotranszfer függvények kifejlesztésére, míg a „teszt” adatbázison ellenıriztük (a<br />
hagyományos és új) becslések helyességét.<br />
Elıször a <strong>Magyar</strong>országon széles körben alkalmazott pontbecsléssel számoltuk a talajok<br />
víztartó képességét (RAJKAI, 1988; RAJKAI, VÁRALLYAY, 1989). Ezt követıen a<br />
WÖSTEN és munkatársai által (1999) a HYPRESS adatbázison kifejlesztett (folytonos)<br />
függvénygörbe-becslést alkalmaztuk. Harmadik becslı módszerként a „becslı víztartó<br />
képesség adatbázison” WÖSTEN és munkatársai (1999) módszertana alapján kidolgozott<br />
un. „hazai Wösten-típusú” görbebecslı pedotranszfer függvénnyel becsültük a pFgörbe<br />
van Genuchten paramétereit, majd ebbıl számoltuk a víztartó képesség értékeket.<br />
Végezetül megvizsgáltuk, hogy egy jól definiálható talajcsoportra a „becslı víztartó<br />
képesség adatbázison” kidolgozott „hazai Wösten-típusú” csoport-pedotranszfer<br />
függvény mennyiben javíthatja a becslés jóságát, illetve hatékonyságát.<br />
Csoportosítási kritériumok<br />
MARTHA<br />
mérési<br />
eredmények<br />
sótartalom<br />
talajgenetikai<br />
ismérvek<br />
talajszintek<br />
elhelyezkedése<br />
humusztartalom<br />
Nem sós talajok<br />
szerkezetesség foka<br />
Jó szerkezető talajok<br />
szerkezeti elemek alakja<br />
Morzsás<br />
szerkezető<br />
talajok<br />
54<br />
1. ábra A csoport-pedotranszfer függvény képzéséhez kijelölt talajcsoport kiválasztási szempontjai<br />
és a csoportosításhoz felhasznált információk<br />
Csoportosítási lehetıségként – PACHEPSKY és RAWLS (2003) vizsgálatai nyomán –<br />
a talajok sótartalmát és szerkezetességét választottuk (1. ábra). A minták sótartalma<br />
alapján két csoportot különítettünk el, „sót tartalmazó talajok” és „nem sós talajok”<br />
elnevezéssel. Mivel a talaj víztartó képességét meghatározza a talaj szerkezete, a becslés<br />
pontossága eltérhet struktúra csoportonként. Az adatbázisunkból azonban hiányoznak<br />
a talajszerkezetre vonatkozó adatok, ezért csak közvetett módon, szakirodalmi<br />
ismeretek, tapasztalati összefüggések alapján sorolhatók be a talajok a különbözı szer-
A MARTHA adatbázis alkalmazása a hazai talajok víztartó képesség becslésének ...<br />
kezeti kategóriákba a talajok altípusa, humusztartalma, illetve az egyes talajszintek<br />
megnevezése és mélysége alapján. Mindezek alapján besoroltuk a talajokat a szerkezetesség<br />
mértéke és a szerkezeti elemek alakja szerint. A szerkezetesség mértéke szerint<br />
négy osztályt képeztünk: 1. szerkezet nélküli (nem észlelünk aggregátumokat), 2. enyhén<br />
szerkezetes (szemcsék kis mértékben aggregátumokat képeznek), 3. közepesen<br />
szerkezetes (az aggregátumok alakja jól kifejezett, de az aggregátumok stabilitása mérsékelt)<br />
és 4. jó szerkezető (az aggregátumok határozottan elkülönülnek, és stabilitásuk<br />
nagy) talajok. Az aggregátumok alakja alapján az alábbi csoportokat képeztük: 1. nem<br />
aggregált, 2. morzsás, 3. szemcsés, 4. hasábos és 5. oszlopos szerkezető talajok. Az 1.<br />
ábra szerint kiválasztottunk egy – a statisztikai vizsgálatokhoz megfelelı elemszámú (~<br />
300 talajminta) mintacsoportot, amit 67 % és 33 % arányban tovább osztottuk „becslı”<br />
és „teszt” adatbázisokra, majd újra elvégeztük a Wösten-féle becslést a hazai adatbázison<br />
csoportonként kidolgozott függvényekkel („hazai Wösten-típusú” csoportbecslés).<br />
A becslések jóságának értékelésére a „teszt” adatbázisokon összehasonlítottuk a<br />
mért és a becsült víztartó képesség értékeket, számítottuk a pF görbék átlagos becslési<br />
eltérését, majd RAJKAI et al. (2004) alapján a becslési hatékonyságot (EE %).<br />
Vizsgálati eredmények és következtetések<br />
A MARTHA adatbázison elvégzett különféle becslések hatékonysága a 2. ábrán hasonlítható<br />
össze. A hazai talajviszonyokat jól reprezentáló adatbázison elvégzett statisztikai<br />
vizsgálatok alapján megállapítható, hogy a talajok víztartó képességének becslésére<br />
a vizsgált módszerek közül legkevésbé a HYPRESS adatbázison kifejlesztett, Wöstenféle<br />
függvénygörbe-becslés alkalmas. A minták alig 10 %-ánál érte el a mért és becsült<br />
pF-görbe átlagos (abszolút értékben számolt) eltérése a „jó” becslés kritériumát (< 2,5<br />
tf%). Ennek magyarázata minden bizonnyal az, hogy az összeurópai adatbázis talajai<br />
lényegesen különböznek a hazai talajviszonyoktól, így az azokon kifejlesztett Wöstenféle<br />
görbebecslı függvények is csak európai léptékő összehasonlításban nyújthatnak a<br />
víztartó képességre megfelelı pontosságú információt. Semmiképp sem javasolt használatuk<br />
a hazai víztartó képesség mérések kiváltására, pl. talajtani szakvéleményekben,<br />
üzemi vízgazdálkodási tervek, térképek készítése során.<br />
2. ábra A különbözı becslési módszerek hatékonyságának összehasonlítása<br />
55
Makó – Tóth – Hernádi – Farkas – Marth<br />
A hazai talajfizikai gyakorlatban elterjedt pontbecslı módszer (RAJKAI, 1988) az<br />
elızı módszernél ugyan lényegesen nagyobb hatékonysággal (~ 20 %) számítja a talajok<br />
víztartó képességét, ám ez a módszer sem tekinthetı megfelelınek. Az MTA TAKI<br />
adatbázisán kifejlesztett becslési eljárás pontatlansága az adatbázis talajainak eredetével<br />
magyarázható. Ezek a talajok nagyobbrészt az Alföld területérıl származnak és<br />
nem reprezentálják kellıképpen az ország egészének talajviszonyait.<br />
A becslés hatékonyságának nagyfokú javulását tapasztaltuk abban az esetben, amikor<br />
az ország területének egészét reprezentáló adatbázison alakítunk ki pedotranszfer<br />
függvényeket. Az így készített „hazai Wösten-típusú” függvényekkel becsülve a pF<br />
görbéket leíró van Genuchten paramétereket, majd ezek alapján számítva a pF görbe<br />
pontokat ~ 50 %-os becslési hatékonyságot érhetünk el.<br />
Csoport-pedotranszfer függvények képzésével további pontosság-növekedést érhetünk<br />
el. A kiválasztott talajcsoportra számított „Wösten-típusú” függvények becslési<br />
hatékonysága megközelítette a 70 %-ot. Az eredményekbıl arra a következtetésre juthatunk,<br />
hogy a víztartó képesség becslések pontosságának növelése a nagy országos<br />
szintő adatbázisok adatainak csoportosításával, illetve az egyes csoportokra különkülön<br />
kidolgozott becslı módszerekkel lehetséges. Vizsgálataink azt mutatták, hogy a<br />
csoportképzéshez célszerő olyan kategória-típusú talajtulajdonságokat kiválasztani,<br />
melyek a pedotranszfer függvények becslı talajparaméterei közt nem szerepelnek<br />
(mert esetleg nehezen számszerősíthetık), de a talajok víztartó képességét jelentıs<br />
mértékben befolyásolhatják. Ilyen tulajdonság a talaj morfológiai szerkezete is. A szerkezetre<br />
vonatkozóan a talajfizikai adatbázisok általában kevés információval szolgálnak.<br />
A MARTHA adatbázis sem tartalmaz közvetlen információt az egyes talajszintek<br />
szerkezeti állapotáról. Közvetett módon azonban – a statisztikai vizsgálatok eredményei<br />
ezt mutatják – kellı megbízhatósággal kategorizálhatjuk a talajokat szerkezetességük<br />
mértéke és az aggregátumok alakja szerint a talaj altípus, a talajszint szelvényen<br />
belüli elhelyezkedése és a humusztartalom ismerete alapján.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Munkánk az OTKA 62436 és T048302. számú kutatási pályázatok támogatásával készült.<br />
Irodalomjegyzék<br />
AHUJA, L. R., NANEY, J. W., WILLIAMS, R. D. (1985). Estimating soil water characteristics from<br />
simpler properties or limited data. Soil Sci. Soc. Am. J., 49, 1100-1105.<br />
COSBY, B.J., HORNBERGER, G.M., CLAPP, R.B., GINN, T.R. (1984). A statistical exploration of<br />
the relationships of soil moisture relationships of soil moisture characteristics to the physical<br />
properties of soils. Water Resour. Res., 20, 682-690.<br />
BATJES, N. H. (1996). Development of a world data set of soil water retention properties using<br />
pedotransfer rules. Geoderma, 71, 31-52.<br />
BOUMA, J. (1989). Using Soil Survey data for qualitative land evaluation. Adv Soil Sci., 9, 177-213.<br />
BØRGESEN, C. D., SCHAAP, M. G. (2005). Point and parameter pedotransfer functions for water<br />
retention predictions for Danish soils. Geoderma, 127, 154-167.<br />
BUZÁS, I. (szerk.) (1993). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv Part 1-2. INDA, Budapest.<br />
NEMES, A., SCHAAP, M.G., LEIJ, F.J., WÖSTEN, J.H.M. (2001). Description of the unsaturated<br />
soil hydraulic database UNSODA version 2.0. J. Hydrol., 251, 151–162.<br />
NEMES, A. (2002). Unsaturated Soil Hydraulic Database of Hungary: HUNSODA. Agrokémia<br />
és Talajtan, 51, 17-26.<br />
56
A MARTHA adatbázis alkalmazása a hazai talajok víztartó képesség becslésének ...<br />
NEMES, A., SCHAAP, M.G., WÖSTEN, J.H.M. (2003). Functional evaluation of pedotransfer functions<br />
derived from different scales of data collection. Soil Sci. Soc. Am. J., 67, 1093–1102.<br />
PACHEPSKY, Y.A., RAWLS, W.J., (eds). (2004). Development of pedotransfer functions in soil<br />
hydrology. Developments in Soil Science, Amsterdam, Elsevier.<br />
PACHEPSKY, Y. A., RAWLS, W. J., (2003). Soil structure and pedotransfer functions. European<br />
Journal of Soil Science, 54, 443-451.<br />
PACHEPSKY, Y. A., RAWLS, W. J. , LIN, H. S. (2006). Hydropedology and pedotransfer<br />
functions. Geoderma, 131, 308-316.<br />
RAJKAI, K., VÁRALLYAY, GY., PACSEPSZKIJ, J. A., CSERBAKOV, R.A. (1981). pF-görbék számítása a<br />
talaj mechanikai összetétele és térfogattömege alapján. Agrokémia és Talajtan, 30, 409-438.<br />
RAJKAI, K., 1988. A talaj víztartó képessége és különbözı talajtulajdonságok összefüggésének<br />
vizsgálata. Agrokémia és Talajtan, 36-37, 15-30.<br />
RAJKAI, K., VÁRALLYAY, GY. (1989). Estimative calculation of hydrophysical parameters from<br />
the simply measurable soil properties. Agrokémia és Talajtan, 38, 634-640.<br />
RAJKAI, K., KABOS, S., JANSSON, P. E. (1999). Improving prediction accuracy of soil water<br />
retention with concomitant variable. In Van Genuchten, M.Th., Leij, F.J., Wu, L. (Eds)<br />
Characterization and measurement of the hydraulic properties of unsaturated porous media.<br />
USDA, University of California, Riverside, 999 – 1004.<br />
RAJKAI, K., KABOS, S., VAN GENUCHTEN, M. TH. (2004). Estimating the water retention curve<br />
from soil properties: comparison of linear, nonlinear and concomitant variable methods. Soil<br />
and Tillage Res, 79, 145-152.<br />
RAWLS, W. J., PACHEPSKY, Y. A., SHEN, M. H. (2001). Testing soil water retention estimation<br />
with the MUUF pedotransfer model using data from the southern United States. Journal of<br />
Hydrology, 251, 177-185.<br />
RAWLS, W. J., PACHEPSKY, Y. A., RITCHIE, J. C., SOBECKI, T. M. BLOODWORTH, H. (2003).<br />
Effect of soil organic carbon on soil water retention. Geoderma, 116, 61-76.<br />
SCHAAP, M. G., LEIJ, F. J. (1998). Using neural networks to predict soil water retention and soil<br />
hydraulic conductivity. Soil and Tillage Research, 47, 37-42.<br />
TEMPEL P., BATJES, N.H., VAN ENGELEN, V.W.P. (1996). IGBP-DIS soil data set for pedotransfer<br />
function development. Working paper and Preprint 96/05, International Soil Reference<br />
and information Centre (ISRIC), Wageningen.<br />
VAN GENUCHTEN, M. TH. (1980). Closed-form equation for predicting the hydraulic<br />
conductivity of unsaturated soils. Soil Science Society of America Journal, 44, 892-898.<br />
VAN GENUCHTEN, M.TH., LEIJ, F.J., LUND, L.J. (1992). Indirect methods for estimating the hydraulic<br />
properties of unsaturated soils. Proc. Int. Workshop. Univ. of California, Riverside.<br />
VÁRALLYAY, GY., SZABÓNÉ KELE, G., MARTH, P., KARKALIK, A., THURY, I. (2009). The state<br />
of Hungarian soils (on the basis of the data of the Soil Conservation Information and Monitoring<br />
System (TIM)) (In Hungarian). Földmővelésügyi Minisztérium Agrárkörnyezetvédelmi<br />
Fıosztály, Budapest.<br />
VEREECKEN, H., MAES, J., FEYEN, J., DARIUS, P. (1989). Estimating the soil moisture retention<br />
from characteristic texture, bulk density, and carbon content. Soil cience., 148, 389-403.<br />
WÖSTEN, J. H. M., FINKE, P. A., JANSEN, M. J. W. (1995). Comparison of class and continuous<br />
pedotransfer functions to generate soil hydraulic charactristics. Geoderma, 66, 227-237.<br />
WÖSTEN, J.H.M., LILLY, A., NEMES, A., LE BAS, C. (1999). Development and use of a database<br />
of hydraulic properties of European soils. Geoderma, 90, 169–185.<br />
WÖSTEN, J. H. M., SCHUREN, C. H. J. E. BOUMA, J., STEIN, A. (1990). Functional sensivity<br />
analysis of four methods to generate soil hydraulic functions. Soil Science Society of<br />
America Journal, 54, 832-836.<br />
WÖSTEN, J.H.M., PACHEPSKY, Ya.A.,RAWLS, W.J. (2001). Pedotransfer functions: bridging the<br />
gap between available basic soil data and missing hydraulic characteristics. Journal of<br />
Hydrology, 251, 123–150.<br />
57
GYÜMÖLCSÖSÖK TALAJAINAK VÍZHÁZTARTÁSI<br />
ÉRTÉKELÉSE KOMPLEX VIZSGÁLATOK<br />
ALAPJÁN<br />
Nagy Attila 1 , Nyéki József 2 , Szabó Zoltán 2 , Soltész Miklós 2 , Tamás János 1<br />
1 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Mezıgazdaság-,<br />
Élelmiszertudományi és Környezetgazdálkodási Kar, Víz- és Környezetgazdálkodási Tanszék,<br />
Debrecen<br />
2 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Kutatási és Fejlesztési<br />
Intézet, Debrecen<br />
e-mail: anagy@gisserver1.date.hu<br />
Összefoglalás<br />
A minıségi gyümölcstermesztés hazánkban nehezen megvalósítható szakszerő öntözés hiányában.<br />
Ennek ellenére számos kertészetben nincs öntözés, vagy öntözéstechnológiailag kifogásolható<br />
a rendszer mőködése. Sok esetben a szakszerő, víz- és energiatakarékos öntözés fontos<br />
gátló tényezıje a talajok vízháztartási jellemzıinek és a tenyészidıben változó, dinamikus növényi<br />
víz ellátottsági igény ismeretének hiánya. A mintaterületet a Debreceni Egyetem, Mezıgazdaság-,<br />
Élelmiszertudományi és Környezetgazdálkodási Kar Tangazdasága és Tájkutató<br />
Intézetének Pallagi Kertészeti Kísérleti Telep és Tanüzemében jelöltük ki. Kutatásainkban egy<br />
AISA DUAL légi hiperspektrális szenzor spektrális adatait terepi mérésekkel együtt komplexen<br />
értékeltük.<br />
Summary<br />
In Hungary, quality fruit production can not be achieved without precise irrigation methods. Despite<br />
this fact, several orchards don’t have any irrigation system, or have exceptionable, underdeveloped<br />
system. In many cases the lack of information on soil water capacity, dynamic plant water<br />
demand obstruct the establishment of professional, water and energy safe irrigation system. The<br />
examination site is a horticultural research site at Pallag, which belongs to the University of Debrecen,<br />
Faculty of Agricultural and Food Sciences and Environmental Management, Farm and<br />
Regional Research Institute. Within the researches, field measurements and data collection by<br />
airborne hyperspectral remote sensing with AISA DUAL sensor were analysed.<br />
Bevezetés<br />
Köszönhetıen a légköri csapadék egyre nagyobb mértékő területi és idıbeli változékonyságának,<br />
a heterogén (mikro) domborzatnak és kedvezıtlen fizikai féleségő rossz<br />
vízgazdálkodású talajtípusoknak, a szélsıséges hidrológiai események (árvizek, belvíz<br />
és aszály) elıfordulása számottevıen nıtt. Mindez és a csökkenı vízkészletek arra<br />
ösztönöznek, hogy javítsuk a mezıgazdaság vízhasznosításának hatékonyságát a Kárpát-medencében<br />
(VÁRALLYAY, 1989). Nagy valószínőséggel elırejelezhetı, hogy a<br />
víznek meghatározó (remélhetıleg nem limitáló) szerepe lesz mind a termés, mind<br />
pedig környezeti biztonságban a Kárpát-medence területén (SOMLYÓDY, 2000;<br />
VÁRALLYAY, 2002). Az csapadék mennyiségében és területi eloszlásában mutatkozó<br />
szélsıségek egyre erısödı tendenciát mutatnak <strong>Magyar</strong>országon, ami mind a növénymind<br />
a gyümölcstermesztésben jelentıs problémákat okoz (VÁRALLYAY, 2005).<br />
59
Nagy – Nyéki – Szabó – Soltész – Tamás<br />
Az éghajlat a kertészeti kultúrákat jelentısen befolyásoló tényezı, amely nemcsak<br />
feltételrendszere és erıforrása a termesztésnek, hanem éven belüli és évek közötti változékonysága<br />
révén kockázati tényezıje is annak (VARGA-HASZONITS, VARGA, 2004).<br />
A Kárpát-medence kontinentális éghajlati viszonyai között a kedvezıtlen környezeti<br />
feltételek közül elsısorban az alacsony vagy magas hımérséklet, valamint a víz hiánya<br />
vagy bısége emelendı ki (VEISZ, SELLYEI, 2004). A csapadék szélsıséges mennyisége<br />
és eloszlása növekvı tendenciát mutat <strong>Magyar</strong>országon, melynek negatív hatása megmutatkozik<br />
a szántóföldi növények terméseredményeiben (NAGY, 1995). Az átlagos<br />
550 mm évi csapadékmennyiség ugyanis többnyire szeszélyes idıbeni és területi megoszlásban<br />
hull le (BASSA et al., 1989), gyakran csupán szerény hányada jut el a növényig.<br />
Ezért adódik azután rendszerint zavar a növények vízellátásában, s van, vagy<br />
lenne szükség a hiányzó víz utánpótlására, illetve a káros víztöbblet eltávolítására –<br />
esetleg ugyanabban az évben, ugyanazon a területen (PETRASOVITS, 1982; SZALAI,<br />
1989; VÁRALLYAY, 1987; ALFÖLDI et al., 1994).<br />
A hiperspektrális technológiát széles körben használják nemcsak a szántóföldi, hanem<br />
a kertészeti kultúrák elemzésében is. A távérzékelési spektrális adatgyőjtés a kertészeti<br />
állományok idısoros elemzésének és a különbözı minıségi és mennyiségi növényi<br />
paraméterekrıl további információk kinyerésének hatékony módját teremti meg.<br />
Anyag és módszer<br />
A vizsgálatokat a DE-AMTC-MTK Tangazdasága és Tájkutató Intézetének Pallagi<br />
Kertészeti Kísérleti Telep és Tanüzemében, mikroöntözı rendszerrel ellátott, intenzív<br />
termesztéső alma gyümölcsösében végeztük. Kutatásunk során talajtömörödöttségét,<br />
pF értékét, kémhatást, elektromos vezetıképességet, aktuális nedvességtartalmat, minimum<br />
és maximum vízkapacitás értéket, röntgeneszcenciás spektrometriás technológiával<br />
Ca, K és Fe tartalmat mértünk, ugyanis ezek segítségével megfelelı mennyiségő<br />
információt kaphatunk az adott terület talaj fizikai paramétereirıl, vízgazdálkodási<br />
tulajdonságairól. A térinformatikai elemzéseket a Surfer 9 programmal végeztük.<br />
A terepfelszín miatt különös figyelmet kellett fordítani a különbözı fekvéső helyekre,<br />
hogy a talajváltozatok mindegyike vizsgálatra kerüljön. A mintavételi pontokat<br />
annak helyét GPS segítségével jelöltük meg. A mintavételi eljárások kiválasztása során<br />
a fı szempont volt, hogy a legtöbb információt győjtsük össze a legkevesebb számú<br />
mintavétel révén. A mintavételi pontok kijelölését szisztematikus mintavételi eljárás,<br />
az összes sor száma, és az egyes sorokban található fák száma, alapján végztük. A talajminta-vételezés<br />
a pontminták alapján történt Eijkelkamp kézi talajfúró segítségével a<br />
felszíni, és felszín alatti 40, 70 cm mélységébıl. Bolygatott mintát a talaj felszínébıl,<br />
40 cm, és 70 cm mélységébıl, bolygatatlan mintákat a talajfelszínbıl vételeztünk.<br />
Minden mintavételi pontból 100 g mennyiségő talajmintát használtunk fel az<br />
Arany-féle kötöttség méréshez. A vizsgált mintákat elıször 103 – 105 0 C hımérsékleten<br />
súlyállandóságig szárítottuk, majd homogenizáltuk. A mintákhoz hozzáadott ioncserélt<br />
víz mennyisége adta az Arany-féle kötöttségi számot (K A ). A mikroaggregátumeloszlás<br />
vizsgálata során a szitálási eljárás 2 mm, 1 mm, 630 µm, 500 µm, 315 µm, 200<br />
µm, és 100 µm lyukátmérıjő szitasoron keresztül történt. A mikroaggregátumok tömegét<br />
fél gramm pontossággal mértük vissza, és számítottuk az összes talajtömeghez<br />
képest az Atterberg-féle frakciók százalékos eloszlását.<br />
A talaj mátrixpotenciálját analóg tenziométerekkel mértük; az eszköz porózus kerámia<br />
fejbıl, kapilláris csıbıl, vákuum manométerbıl és egy szelepes kiegyenlítı tar-<br />
60
Gyümölcsösök talajainak vízháztartási értékelése komplex vizsgálatok alapján<br />
tályból áll. A mőszereket 7 mérési ponton telepítettük 6 ponton 40 és 70 cm mélységben,<br />
a 7. ponton 70 cm mélységbe lett egy darab mőszer telepítve.<br />
A bolygatatlan talajoszlopokon meghatároztuk maximális vízkapacitási pF=0<br />
(VK max ) minimális vízkapacitási pF= 2 (VK min ) értékeket, továbbá az talaj pF görbéjét<br />
határoztuk meg 40 és 70 cm mélységben az MSZ-08-0205:1978 13 szabványnak megfelelıen.<br />
A minta térfogattömegét a MSZ-08-0205:1978 8 alapján mértük.<br />
A terepi mérés alapján értékeltük a talaj vízbefogadó és vízáteresztı képességét keretes<br />
beázási próba alapján. A vizsgálat során 25×25 cm alapterülető belsı és 50*50<br />
cm alapterülető külsı fémkeret használtunk mérve a 10; 20; 30; 45; 60; 90; 120; 150;<br />
180; 240; 300; 360. percben a beszivárgást. A kapott értéket mm/óra dimenzióra számoltuk<br />
át.<br />
A talajtömörödöttséget a helyszínen, 1 cm rétegenként a 3T System talajellenállás<br />
mérı mőszerrel mértünk. A mechanikai ellenállás (tömörödöttség) értékeit a 60˚-os<br />
kúpszögő talajba hatoló szonda érzékelte.<br />
A talajminták kémhatását és hımérsékletét az EBRO; az elektromos vezetıképességet<br />
mikroprocesszoros WTW LF 320/SE; a Fe-, K-, Ca-tartalmát, röntgen fluoreszcenciás<br />
spektrometria elvén mőködı NITON XLt 700 mérı mőszerrel mértük meg.<br />
A hiperspektrális felvételezést a Debreceni Egyetem AMTC Víz- és Környezetgazdálkodási<br />
Tanszéke és a Gödöllıi FVM MGI intézet együttmőködésének eredményeképpen<br />
2006-ban üzembe állított AISA DUAL rendszerő hiperspektrális szenzorral<br />
végeztük el. A szenzor 400-2450nm közötti hullámhossz tartományban, 1,25-10nm<br />
közötti csatornaszélességgel és 0,5-3m-es terepi felbontásban képes adatot győjteni<br />
Ennek tükrében a fıbb célkitőzéseink a következıek voltak:<br />
- a pallagi kutató telep talajának fizikai tulajdonságainak vizsgálata,<br />
- a talaj tömörödöttségének mérése,<br />
- a talaj vízbefogadó képességének vizsgálata,<br />
- a vizsgált talajban található elemtartalom és pH meghatározása,<br />
- nagycsapadékok gyümölcs ültetvényre gyakorolt hatása a talajfizikai és vízgazdálkodási<br />
paraméterek alapján.<br />
Eredmények<br />
A felszíni, a 0,3 és 0,7 m-es mélységbıl vett minták K A adatai alapján a gyümölcsös<br />
talajának fizikai félesége könnyő homok volt. Az Arany-féle kötöttség térbeli eloszlása<br />
alapján azonban jól elkülöníthetı területrészek határolhatóak el mindhárom vizsgált<br />
rétegben (1. ábra). Az eltérések a rétegenként rendre máshol jelentkeznek, amely, különösen<br />
a felszíni és a 40 cm-es rétegben, az lokális tömörítı hatásnak lehet a következménye.<br />
A 0,70 m-es réteg esetén a 30-as K A érték, mivel a terület legmélyebb pontján<br />
volt mérhetı, mikro domborzat okozta vízhatásnak tulajdonítható. Ezt támasztja<br />
alá, hogy a vizsgálat idején idıszakos víztelítettség (pF=0-2) nyomait (algás réteg a<br />
felszínen) tapasztaltuk. A K A nem ad közvetlen információt az adott talaj tömörödöttségérıl,<br />
amely a beszivárgás intenzitását alapvetıen befolyásolja.<br />
A talaj mikroaggregátum megoszlás szerinti vizsgálata (száraz szitálás) szerint is a<br />
homoktalajban a durva vázrészek aránya igen magas volt. Az egyes rétegre jellemzı<br />
homokfrakció arányok között jelentıs eltérés nem találtunk (1. ábra). A mikro öntözött<br />
gyümölcsös aktuális nedvességtartalmának térbeli eloszlása azonos rétegben homogénnek<br />
mondható.<br />
61
Nagy – Nyéki – Szabó – Soltész – Tamás<br />
A talajunk térfogattömege 1,51 és 1,57 között mozog. A megmért pF görbe a homok<br />
fizikai féleségő talajra jellemzı lefutású (2. ábra). Az öntözés szempontjából fontos<br />
szabadföldi vízkapacitásnál mért térfogatos nedvességtartalom 10 % volt.<br />
1. ábra Az Arany-féle kötöttség és a talaj 0,1 mm feletti mikroaggregátum frakciójának térbeli<br />
eloszlása<br />
4.5<br />
4<br />
3.5<br />
3<br />
pF<br />
2.5<br />
2<br />
40 cm<br />
70 cm<br />
62<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
0 10 20 30 40 50<br />
térfogatos talajnedvesség %<br />
2. ábra A homoktalaj pF görbéje 40 és 70 cm-en<br />
A tenziométerekkel mért mátrixpotenciál értékek alapján 2010. június 1 és augusztus<br />
31. közti idıszakban a pF érték folyamatosan 2,5 szabadföldi vízkapacitás alatt változott,<br />
amelynek oka a szélsıséges csapadékviszonyok voltak. Az elmúlt 3 hónapban belvízfoltok<br />
alakultak ki több esetben is a vizsgált területen. Ennek eredményeként öntözés nem<br />
volt szükséges. A mért pF értékek ugyanakkor jól szemléltetik a nyári idıszakban lehullott<br />
nagyintenzitású csapadékok talajnedvességre gyakorolt hatását (3. ábra).<br />
A görbérıl leolvasható, hogy a csapadék talajnedvességre gyakorolt hatása a 40 cmes<br />
zónában kevesebb, mint egy nap alatt érzékelhetı. Míg a 70 cm-es zónában ez 24-36<br />
órára tolódik, illetve a legtöbb esetben a nedvesedés mértéke is kisebb, köszönhetıen a<br />
gyökérzóna erıteljes felszívó hatásának.
Gyümölcsösök talajainak vízháztartási értékelése komplex vizsgálatok alapján<br />
pF érték<br />
3.5<br />
3<br />
2.5<br />
2<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
jún2 jún10 jún16 jún23 jún29 júl8 júl19 júl28 aug6<br />
idıpont<br />
pF érték<br />
3<br />
2.5<br />
2<br />
1.5<br />
1<br />
0.5<br />
0<br />
jún2 jún10 jún16 jún23 jún29 júl8<br />
40 cm 70 cm<br />
júl19 júl28 aug6<br />
3. ábra A talaj szívóerejének idıbeli változása két mintavételi ponton<br />
A talajfelszín maximális és minimális vízkapacitása meglehetısen heterogén térbeli<br />
eloszlású. Ennek oka, hogy a magasabb VK max értékkel jellemezhetı területek magasabb<br />
K A és alacsonyabb homoktartalommal<br />
jellemezhetıek, míg az alacsonyabb értékek<br />
alacsonyabb K A értékkel és magasabb homoktartalommal<br />
párosul. A vizsgált területünk<br />
vízgazdálkodási tulajdonságai alapján kis vízkapacitású<br />
(160-240 mm/m), homokos vályog,<br />
és vályog talajokra jellemzı minimális vízkapacitással<br />
rendelkezik a VÁRALLYAY (2002)<br />
féle besorolás alapján, amely látszólag ellentmond<br />
a K A , homoktartalom eredményeivel. Ez<br />
az ellentmondás a tömörödöttségnek lehet a<br />
következménye. A talajfelszíni minták maximális<br />
és minimális vízkapacitás értékeinek<br />
különbsége alapján is a homokos vályog talajokra<br />
jellemzı értékeket kaptunk (4. ábra).<br />
4. ábra A gravitációs pórustér vízkapacitásának<br />
térbeli eloszlása<br />
A 3T System penetrométer segítségével talaj tömörödöttségét és az adott<br />
nedvességtartalmát 1 cm-enként együttesen tudtuk megmérni. A vizsgált terület K-i részén<br />
a talajban 0,3 m mélységben a penetrométerrel az extrém tömörödöttségő homokkıpad<br />
miatt már nem tudtunk mérni, mivel elértük a méréstartomány határát: 10000 kPa-os felsı<br />
határát. Így az ábrából kitakartuk a nem értelmezhetı részleteket (5. ábra). A<br />
tömörödöttség értéke már a 20-30 cm-es rétegben megközelítette a 3MPa-os talajellenállási<br />
határértéket, amely felett BIRKÁS (2002) szerint a talaj tömörödöttnek mondható. Az ennél<br />
mélyebb rétegek átlagos talajellenállása egyértelmően meghaladták ezt a határértéket. Ez a<br />
nagymértékő tömörödöttség nagymértékben módosítja a homok talaj vízbefogadó<br />
képességét, módosítja vízgazdálkodási paramétereit, a beszivárgás intenzitását. A<br />
tömörödés valószínő oka annak, hogy a VK min értékek inkább jellemzıek egy homokos<br />
vályog, vályogos homok vízgazdálkodási paramétereihez.<br />
Az aktuális nedvességtartalom az erısen tömörödött rétegekben 10-12 térfogat %-<br />
os volt, amely az átlagtól jóval kisebb. Ez a jelenség egyben oka és következménye a<br />
nagy talajellenállásnak. Minél szárazabb a talaj, annál nagyobb a talaj ellenállása,<br />
azonban a tömör rétegek vízáteresztı is kisebb a nagyobb térfogattömegnek és kisebb<br />
pórustérfogatnak köszönhetıen. A tömörödött, 3 MPa-nál nagyobb talajellenállású<br />
foltokban 40-50 cm mélységő, közép mély lazítás szükséges.<br />
63
Nagy – Nyéki – Szabó – Soltész – Tamás<br />
A nagymértékő tömörödés a talaj vízáteresztı képességére is hatással volt, a beszivárgás<br />
a 3. órában 12 mm/h-ban állandósult. A keretes áztatási módszerrel végzett<br />
vizsgálatok alapján a talajunk közepesen vízáteresztı, az agyagos homok vízáteresztı<br />
tulajdonságaival rendelkezik.<br />
5. ábra A talaj átlagos nedvességének és talajellenállásának térbeli eloszlása<br />
Az EC értékek alapján a talaj nem sós, illetve alacsony sótartalmú, a pH érték alapján<br />
pedig gyengén savanyú kémhatású. A felszíni réteg sótartalma adódott a legmagasabbnak,<br />
azonban még így is a homoktalajra jellemzıen alacsony sótartalmú volt. A<br />
mérések alapján kijelenthetı, hogy nem várható a magas só tartalom termésmennyiségre<br />
gyakorolt negatív hatása. Talajjavítást pl. meszezést az alacsony pH-jú, gyengén<br />
savas kémhatású foltokban (6. ábra), szükséges végrehajtani.<br />
64<br />
6. ábra A kémhatás és az EC térbeli eloszlása
Gyümölcsösök talajainak vízháztartási értékelése komplex vizsgálatok alapján<br />
A Ca-tartalomból számított CaO százalékos aránya alapján, átlagosan számítva, a talajunk<br />
kálciumban gyengén közepesen ellátott, amely magyarázza gyengén savas kémhatást.<br />
A CaO térbeli eloszlása a felszíni rétegben meglehetısen heterogén volt (7. ábra).<br />
7. ábra A talajminták K, Ca és Fe-tartalmának térbeli eloszlása<br />
A talaj kálium tartalmát K 2 O-ben fejezzük ki. Az Alföld esetében a káliumtartalom<br />
még a homoktalajokban sem mosódik ki a talajszelvénybıl, viszont a felszíni rétegekbıl<br />
a mélyebb rétegek felé mozoghat, amely a talajunk kálium tartalmának térbeli eloszlását<br />
magyarázza (7. ábra). A talajunk káliumban gazdagon ellátott, mivel 0,3 %<br />
feletti K 2 O arányokat mértünk.<br />
Mértük a vas tartalmat, amit Fe 2 O 3 formába számítottuk át a könnyebb értékelhetıség<br />
miatt. Általánosan elmondható, hogy a talajunk vas tartalma igen kevés, kevesebb,<br />
mint a talajok átlagos 2-8 %-os Fe 2 O 3 aránya (FILEP, 1999). A vas oxidok, hidroxidok,<br />
foszfátok formájában, illetve szilikátok, agyagásványok kristályrácsába beépülve fordul<br />
elı a talajban. Az alacsony vas tartalom a felszíni kilúgzás, illetve az alacsony kolloidtartalom<br />
eredménye, amely ugyancsak utal a talaj könnyő fizikai szerkezetére. A<br />
mélyebb rétegek magasabb vastartalma a kimosódás eredménye (8. ábra).<br />
8. ábra A vizsgálati terület és a mintavételi pontok spektrális statisztikája<br />
A hiperspektrális felvétel alapján végzett vizsgálatok kimutatták, hogy az egyes mintavételi<br />
pontokból származó spektrumok között szignifikáns különbség nem mutatható ki, köszönhetıen<br />
a talajfelszín homogén fizikai tulajdonságainak és nedvességtartalmának. Az<br />
egyes reflektancia spektrumok egy pixelnyi terület (2,25 m 2 ) spektrális tulajdonságait tükrözik<br />
(8. ábra).<br />
65
Nagy – Nyéki – Szabó – Soltész – Tamás<br />
A terepi mérések eredményei és a reflektancia értékek között összefüggés vizsgálatot is<br />
végeztünk. Szignifikáns korreláció (p3MPa). Emellett a tömörödöttség a vízbefogadó<br />
képességét is nagymértékben módosítja, amelyet 12 mm/h-ban állapítottunk meg<br />
vízzel telített talajban. Az idıszakos víztöbblet többek között, valószínőleg ennek köszönhetı.<br />
A fenti eredmények alapján meghatároztuk azokat a területeket, ahol közép<br />
mély talajlazítás szükséges végezni. A mikroöntözéshez térhelyesen számszerősítettük<br />
a talajfizikai intenzitási korlátokat. A mikroelem ellátottság és pH alapján pedig térhelyesen<br />
meghatároztuk azokat a területek ahol talajjavítás, illetve mikroelem trágyázás<br />
javasolt.<br />
Irodalom<br />
ALFÖLDI, L., STAROSOLSZKY, Ö., VÁRALLYAY, GY. (1994). Az aszály jelenség hidrológiai vonatkozásai<br />
<strong>Magyar</strong>országon. In CSELİTEI, L., HARNOS, Zs. (szerk.) Éghajlat, idıjárás,<br />
aszály. MTA Aszály Bizottság, Budapest, 105-129.<br />
BASSA, L., BELUSZKY, P., BERÉNYI, I., PÉCSI, M. (szerk.) (1989). <strong>Magyar</strong>ország Nemzeti Atlasza.<br />
Kartográfiai Vállalat, Budapest, 395.<br />
BIRKÁS, M. (szerk.) (2002). Környezetkímélı és energiatakarékos talajmővelés. Akaprint Nyomdaipari<br />
Kft.<br />
FILEP, Gy. (1999). <strong>Talajtani</strong> ismeretek I. Debreceni Agrártudományi Egyetem,<br />
Mezıgazdaságtudományi Kar, Debrecen.<br />
NAGY, J. (1995). Yield of maize (Zea mays L.) as effected by soil cultivation, fertilizers, density<br />
and irrigation. Növénytermelés, 44 (3), 251-260.<br />
PETRASOVITS, I. (szerk.) (1982). Síkvidéki vízrendezés és gazdálkodás. Mezıgazdasági Kiadó,<br />
Budapest.<br />
SOMLYÓDY, L. (2000). Strategy of Hungarian water management (In Hungarian). MTA Vízgazdálkodási<br />
Tudományos Kutatócsoportja, Budapest, 370.<br />
SZALAI, GY. (1989). Az öntözés gyakorlati kézikönyve. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
VÁRALLYAY, Gy. (2002). A mezıgazdasági vízgazdálkodás talajtani alapjai. Budapest, 169 p.<br />
94 p.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1987). Environmental relationships of soil water management. Proc. 2nd<br />
International Seminar on Soil, Plant and Environment Relatioships. Debrecen. Current Plant<br />
and Soil Science in Agriculture, 1-2, 7-32.<br />
VÁRALLYAY, Gy. (1989): Soil water problems in Hungary. Agrokémia és Talajtan, 38, 577-<br />
595.<br />
VÁRALLYAY, Gy. (2002). The role of soil and soil management in drought mitigation . In: Proc.<br />
Int. Conf. On Drought Mitigation and Prevention of Land Desertification, Bled, Slovenia,<br />
April 21-25 2002, ICID-CIIC. (CD)<br />
VÁRALLYAY, Gy. (2005). Klímaváltozások lehetséges talajtani hatásai a Kisalföldön. “Agro-<br />
21” Füzetek, Klímaváltozás – hatások – válaszok, 43, 11-23.<br />
VARGA-HASZONITS, Z., VARGA, Z. (2004). Az éghajlati változékonyság és a természetes periódusok.<br />
„Agro-21” Füzetek – Agroökológia, 37, 23-32.<br />
VEISZ, O., SELLYEI, B. (2004). Klimatikus szélsıségek hatásának tanulmányozása ıszi kalászosokon.<br />
„Agro-21” Füzetek – Agroökológia, 37, 77-88.<br />
66
TECHNOSOLOK JELLEMZÉSE, TIPIZÁLÁSA<br />
NÉHÁNY SZEGEDI SZELVÉNY PÉLDÁJÁN<br />
Puskás Irén, Farsang Andrea<br />
Szegedi Tudományegyetem, Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
e-mail: puskas@geo.u-szeged.hu<br />
Összefoglalás<br />
A városi talajok jellegzetességeit feltáró kutatásaink során 25 szelvényt tártunk fel Szegeden<br />
arra törekedve, hogy a különbözı funkciójú városrészekbıl egyenletesen történjen mintavétel.<br />
Kutatási célkitőzéseink között szerepelt ezen szelvények közül a legintenzívebben átalakítottak<br />
elkülönítése, tipizálása és besorolása a WRB (World Reference Base for Soils Resources, 2007)<br />
rendszerébe. Vizsgálataink eredményeképpen megállapítható, hogy a teljes mélységében átalakított<br />
szelvényeket a Technosol talajcsoporthoz soroltuk be, hiszen a bennük levı módosulások<br />
(pl.: intenzív felszíni beépítettség, nagyfokú tömörödöttség, horizontális és vertikális változékonyság,<br />
olykor igen magas mőterméktartalom, antropogén alapkızet stb.) olyan mértékőek,<br />
hogy kétségtelenül kielégítik e talajcsoport kritériumát/kritériumait. Ezen átalakulásokat jól<br />
tükrözik a leggyakrabban alkalmazott minısítık (Ekranic, Urbic, Linic, Calcaric, Densic,<br />
Arenic) is.<br />
Summary<br />
During our investigations on characteristics of urban soils in Szeged, the horizons of 25 profiles<br />
were taken in the city and its peripherals having different human activities. The one of our aims<br />
to classify the identified soils in accordance with the system of the WRB(World Reference Base<br />
for Soils Resources, 2007) as well as to present some typical, totally altered urban profiles. As a<br />
results of our studies, it can be claimed that profiles completely altered by a very intensive human<br />
influence were placed into the group of Technosols since these profiles ambiguously meet<br />
the requirements in the WRB’s criteria considering Technosol due to the considerable transformation<br />
of their diagnostic properties (e.g. coverage by artificial objects, intensive compaction,<br />
horizontal and vertical variability, usually high amount of artefacts, anthropogenic parent material<br />
etc.). Transformations were best reflected by suffixes such as Ekranic, Urbic, Linic,<br />
Calcaric, Densic, Arenic).<br />
Bevezetés<br />
A nagyvárosok területén az eredeti talajok helyén akár több méter vastag, úgynevezett<br />
kultúrszint halmozódhat fel, melyre magas pH, magas durvaváz tartalom,<br />
technogenetikai hatások egyértelmő nyomai, régészeti mőtermékek kiemelkedı mennyisége<br />
a jellemzı (BOITSOV et al., 1993; SCHLEUSS et al., 1998; PUSKÁS, FARSANG,<br />
2008). SZABÓ (1993) szerint a feltöltések eredményeképpen a városokban exkavációs<br />
(kimélyített, negatív), planírozott (elegyengetett) és akkumulációs (felhalmozódásos,<br />
pozitív) morfológiai formák jönnek létre. STROGANOVA és PROKOFIEVA (2002) elkülönítették<br />
a városi talaj „urbic” diagnosztikai horizontját: ez egy olyan felszíni szervesásványi<br />
réteg, amelyet feltöltés, keverés, eltemetés vagy ipari, városi eredető szennyezett<br />
hulladék eredményezett. KOSSE (2000) a talajhoz kapcsolódó emberi tevékenységeket<br />
(mint például a talaj elhordása, feltöltése stb.) antropo-geomorfológiai folyamatoknak<br />
67
Puskás – Farsang<br />
tekinti, melyek során a földszerő anyagnak nincs elegendı ideje a pedogenezis kiteljesedésére.<br />
LEHMANN és STAHR (2007) megkülönböztet „belsı antropogén”, „külsı<br />
antropogén” valamint „természetes” városi talajokat. A szőkebb értelemben vett városi<br />
talajokat képviselik az adott település közigazgatási határán belül levı, nem mezıgazdasági<br />
jellegő emberi tevékenységek (pl.: ipar, közlekedés, háztartás stb.) hatására jelentıs<br />
mőtermékkel rendelkezı belsı városi talajok. A szélesebb értelemben használt külsı<br />
városi talajokhoz az összes olyan talaj tartozik, amely kialakításában a város közigazgatási<br />
határán kívül zajló, a város életét elısegítı emberi tevékenységek (bányászat, infrastruktúra,<br />
ipar, építkezések stb.) gyakoroltak hatást. A harmadik típus pedig a természetes<br />
városi talajok csoportja, melyhez fıként az igen fiatal városok bizonyos talajai sorolhatók.<br />
Lehmann és Stahr a fenti típusok felhasználásával magasabb szinten elkülönítették<br />
az antropogén városi talajokat (anthropogenic urban soils) és a városi talajokat (urban<br />
soils). Az elıbbi csoporthoz az antropogén belsı és külsı városi talajok, míg az utóbbihoz<br />
az antropogén és a természetes talajok tartoznak. A zavartság mértéke alapján az<br />
antropogén városi talajokat tovább osztályozták az alábbi csoportokba:<br />
• Ember által befolyásolt talajok (Man-influenced soils): igen kevés<br />
mőterméktartalmú, kevert horizontokkal rendelkezı talajok, amelyek a talajelhordást<br />
és szállítást követı feltöltések eredményeképpen alakultak ki. Következésképpen<br />
e talajok egykori származási helyükre jellemzı tulajdonságokkal bírnak,<br />
és csak nagyon ritkán mutatnak in situ talajfejlıdést.<br />
• Ember által átalakított talajok (Man-changed soils): számos módosult talajtulajdonsággal<br />
(lúgos pH, magas mőtermék- és szervesanyag tartalom, gyakori ferde<br />
rétegzettség, szabálytalan átváltások az egyes rétegek között) rendelkezı talajok<br />
rétegeinek kora a mélységgel rendszerint növekszik. E típusra igen jellemzı,<br />
hogy a jelenlegi feltalaj és az alatta levı néhány réteg jelentıs mennyiségő port<br />
és szennyezıanyagot tartalmaz.<br />
• Ember által kialakított talajok (Man-made soils): fıként mőterméket vagy egyéb<br />
antropogén anyagot tartalmazó talajok nagyon gyenge in situ talajfejlıdést mutatnak,<br />
hiszen tulajdonságait túlnyomórészt az antropogén alapkızet határozza meg.<br />
STROGANOVA és PROKOFIEVA (2002) szerint a városi talajok evolúciójában a városi<br />
területhasználati típusok, az altalaj típusa, annak fizikai és kémiai tulajdonságai és az<br />
idı játszik meghatározó szerepet. SCHARENBROCH és munkatársai (2005) szerint az idı<br />
játssza a legfontosabb szerepet a városi talajok fejlıdésében: az egykori zavarás óta<br />
eltelt idıvel arányosan csökkennek az urbanizáció hatásai a talaj fizikai, kémiai és<br />
biológiai tulajdonságait javító folyamatoknak köszönhetıen. CRAUL és KLEIN (1980) a<br />
városi talajok vertikális és horizontális változékonyságát különböztették meg. Megállapították,<br />
hogy míg a legtöbb természetes talajszelvényben az egyes szintek között<br />
fokozatos az átmenet, addig a városi szelvények rétegei a talaj származásától függıen<br />
éles változásokat mutatnak, melyek határfelületeket hoznak létre. Ezen városi szelvények<br />
minden egyes rétege drasztikus különbségeket mutat a talajtulajdon-ságaiban (pl.:<br />
textúra, struktúra, humuszkoncentráció, pH, térfogattömeg, átlevegızöttség,<br />
vízvezetıképesség, víztartókapacitás, termékenység stb.). A vertikális mellett térbeli<br />
változékonyság is fellelhetı a városi talajokban, amelyeket szintén az egyszerő vagy<br />
komplex emberi tevékenységek eredményeztek. Gyakran elıfordul, hogy a város<br />
ugyanazon utcájában egymástól kis távolságban levı szelvényekben nagyfokú különbségek<br />
jelennek meg (EFFLAND, POUYAT, 1997; PUSKÁS, FARSANG, 2009). Mindezek-<br />
68
Technosolok jellemzése, tipizálása néhány szegedi szelvény példáján<br />
bıl következik, hogy igen nehéz a térbeli változatosság felmérése, mivel a városi talajok<br />
változásában valószínőleg a „pont” faktorok a meghatározóbbak a regionális faktorokkal<br />
szemben (ZHAO et al., 2007). Ezért a térbeli változékonyság illusztrálására részletes<br />
talajmintázás, illetve nagy méretarányú térképek készítése szükséges bárminemő<br />
fejlesztési beavatkozást megelızıen.<br />
A fentiek értelmében a célkitőzéseink az alábbiakban foglalhatók össze:<br />
• A szegedi Technosol szelvények jellemzése, az egyes tipikus elı- és<br />
utótagminısítık bemutatása;<br />
• A fenti szelvények emberi befolyásoltságon alapuló tipizálása valamint besorolása<br />
a WRB(2007) rendszerébe.<br />
Mintaterület és módszerek<br />
Az 1879. évi tiszai árvízkatasztrófát követıen a jelentıs mértékő feltöltés következtében<br />
az eredeti heterogén genetikai talajtípusok (csernozjom, nyers öntés, réti<br />
szolonyec, humuszos homok) szinte sehol sem maradtak fenn a város területén (ANDÓ,<br />
1979). A természetes talajok helyett Technosol (FAO et al., 2007) talajok a dominánsak,<br />
különösen a belváros területén.<br />
1. ábra A mintavételi helyszínek<br />
A fizikai, kémiai vizsgálatokhoz szükséges talajok mintavétele 25 talajszelvény<br />
szintjeibıl történt Szegeden (1. ábra). A %-ban megadott mőterméktartalmat *<br />
mintaelıkészítést megelızıen választottuk el a talajfrakciótól. A talajmintákon - a<br />
kiszárítást, az összetörést és a 2 mm-es szitán történt áteresztést követıen - az alábbi<br />
vizsgálatokat végeztük el:<br />
• pH (H2O, KCl): elektrometriás úton, Radelkis típusdigitális pH mérıvel<br />
• Karbonáttartalom: Scheibler-féle kalciméterrel<br />
• Szervesanyag-tartalom: 0,33 M-os K2Cr2O7 jelenlétében H2SO4-a roncsolással<br />
* Szilárd vagy folyékony anyagok, amelyek (1) ipari v. kézmőves tevékenységek eredményei vagy (2)<br />
emberi tevékenység által olyan mélységbıl felszínre hozott termékek, ahol eddig nem voltak kitéve a<br />
felszíni folyamatoknak és jelenleg más környezeti feltételek közé kerültek.<br />
69
Puskás – Farsang<br />
70<br />
• Humuszminıség: a humuszstabilitási koefficienssel (K érték)<br />
• Fizikai talajféleség: Arany-féle kötöttségi számmal<br />
• Nitrogéntartalom: Gerhardt Vapodest 20 nitrogéndesztilláló készülékkel<br />
• Összes oldott sótartalom: a vízzel telített talajpép elektromos vezetıképesség<br />
mérésével<br />
• Nehézfémtartalom (Cd, Cu, Pb, Co, Ni, Zn): atomabszorpciós spektrofotométerrel<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A városi, teljes mélységében antropogén eredető Technosol talajok közül a leggyakoribb<br />
típusba a felszíni lefedettséggel rendelkezı szelvények tartoznak, melyekre az<br />
egyik legkiválóbb példa az alábbiakban bemutatott, a szegedi buszpályaudvar mellıl<br />
(Mars tér 1-3.) származó 11. szelvény (2. ábra). E szelvény Technosolok kritériumai *<br />
közül a harmadiknak felel meg, miszerint az ilyen szelvények „mesterséges kemény<br />
kızetet” tartalmaznak a felszíntıl számított 100 centiméteren belül, ami a talaj vízszintes<br />
kiterjedésének legalább 95 százalékában jelen van. Ezt a felszíni borítást jelentı<br />
„mesterséges kemény kızet”-tet (50 cm aszfalt, beton, salak) fejezi ki az Ekranic minısítı.<br />
A felszíni borítás alatt az eredeti talajszelvény nem ismerhetı fel, hiszen a szelvény<br />
teljes egészében egyértelmően antropogén beavatkozás eredménye.<br />
A szelvény igen nagymérvő átalakulását nyomon követhetjük az egyes diagnosztikai<br />
tulajdonságok áttekintésével: mőterméktartalommal (0-18 %) egy réteg (110-115<br />
cm) kivételével minden réteg rendelkezett, a maximális érték a 115-145 cm közötti<br />
rétegben jellemzı. Azonban ez az arány nem volt elég az Urbic ** minısítı használatához.<br />
Megfigyelhetı, hogy a gyorsan váltakozó rétegek nem egyenletes vastagságúak,<br />
csekély távolságon belül sokszor elvékonyodnak, majd megszőnnek, vagy éppen megvastagodnak.<br />
Következésképpen bizonyos rétegek csak az adott szelvényre jellemzıek, attól távolabb<br />
már nem észlelhetık. Továbbá az egyes rétegek között nagyon vékony sóder,<br />
kavicsrétegek is e szelvény nagyfokú heterogenitását igazolják. A szerves széntartalom<br />
0,3 és 1,7 % között mozog, a maximum érték 85-115 cm közötti elszenesedett rétegben<br />
lelhetı fel. A szerves széntartalmat tendenciálisan követı összes nitrogéntartalom 0,01<br />
és 0,09 % között váltakozik, mely nitrogénnel gyengén ellátott talajról árulkodik. A K<br />
érték alacsonynak mondható, hiszen 0,2 és 1,4 között alakult, az átlaga pedig 0,6. Így e<br />
talajban a gyenge minıségő fulvósavak dominálnak. Az ingadozó lefutású<br />
karbonáttartalom 2,2 és 12,7 % között váltakozik, a 7,2 %-os átlaggal a szelvény a<br />
mérsékelten meszes kategóriába esett (FAO, 2006). A közepes karbonáttartalomnak<br />
köszönhetıen a pH(H 2 O) 7,6 és 8,2; míg a pH(KCl) 7,7 és 7,9 között váltakozik, így a<br />
szelvény a gyengén lúgos kategóriába sorolható. A rétegek többségének fizikai félesége<br />
ugyan vályog, agyagos vályog, azonban az 50-90 cm közötti talajösszlet agyagos<br />
fizikai félesége feljogosítja a szelvényt az Endoclayic utótag minısítı viselésére.<br />
* (1) legalább 20% (térfogat, súlyozott átlag) mőterméket (artefacts) tartalmaznak a talaj felsı 100 centiméterén<br />
belül, vagy egy összefüggı kızetig, vagy egy cementált tömör rétegig, amelyik a felszínhez közelebb<br />
van; vagy (2) egybefüggı, vizet nem, vagy csak nagyon lassan áteresztı, bármilyen vastagságú,<br />
mesterséges geomembránt tartalmaznak a felszíntıl számított 100 centiméteren belül; vagy (3) mesterséges<br />
kemény kızetet tartalmaznak a felszíntıl számított 100 centiméteren belül, ami a talaj vízszintes kiterjedésének<br />
legalább 95 százalékában jelen van.<br />
** Olyan réteg, amely 100cm-n belül kezdıdik, vastagsága ≥20cm és mőtermék tartalma ≥20, melynek<br />
≥35% emberi települések maradványai.
Technosolok jellemzése, tipizálása néhány szegedi szelvény példáján<br />
Végül a Toxic utótaggal jellemezhetı<br />
a szelvény, mivel az<br />
egyik legforgalmasabb mintaterület<br />
révén két közlekedés<br />
eredető fém (Pb, Zn) esetében<br />
is a B szennyezett-ségi határértéket<br />
meghaladó a nehézfém<br />
koncentráció (SZABÓ, 1996).<br />
A fentiek értelmében a szelvény<br />
elnevezése a WRB szerint:<br />
Ekranic Technosol<br />
(Toxic, Endoclayic).<br />
A lefedett területek mellett<br />
a foltokban megmaradt városi<br />
parkok, füves területek egy<br />
másik tipikus mintavételi<br />
helyszínül szolgálhatnak a<br />
város területén. E területekre<br />
teljesen más emberi tevékenység<br />
gyakorolhat hatást, mint a<br />
vastag felszíni borítással rendelkezı<br />
szelvények esetében.<br />
Következésképpen az itteni<br />
szelvények morfológiája,<br />
illetve az egyes paramétereik<br />
is eltérnek a lefedett szelvények<br />
tulajdonságaitól: A város<br />
szívébıl - a Stefánia parkból<br />
(Stefánia sétány 2.), az egykori<br />
vár területén levı régészeti<br />
feltárásból - származó, igen<br />
heterogén rétegekkel rendelkezı<br />
22. szelvény (3. ábra).<br />
teljes mélységében feltöltésbıl<br />
áll. Mivel a szelvény<br />
egyes rétegeit más-más korszakokban<br />
töltötték fel, így az<br />
egyes „kultúrrétegek” kora<br />
viszonylag pontosan behatárolható:<br />
a legfrissebb feltöltés<br />
2002-ben történt (0-25 cm), az<br />
ezt követı néhány vékonyabb réteg (25-45 cm) az 1980-as évekbıl származik, majd<br />
45-90 cm között a kiállítóhely létrehozásakor (1960) feltöltött réteg található. A következı<br />
téglatörmelékes réteg (90-110 cm) az 1890-es várbontás idejébıl származik. E<br />
réteg után az 1879-es árvízi feltöltés rétegét (110-130 cm) figyelhetjük meg, melyet<br />
egy 1800-as évekre tehetı rétegek (130-155 cm) követnek. Végül a legalsó réteg (155-<br />
180 cm) az 1730-as évekre datálható (HORVÁTH, 2000).<br />
2. ábra A 11. talajszelvény kémiai fizikai eredményei<br />
71
Puskás – Farsang<br />
Jelen esetben is felmerül kérdésként,<br />
hogy akkor mitıl<br />
Technosol ez a szelvény A<br />
válasz a magas mőterméktartalomban<br />
keresendı, hiszen a<br />
szelvény a Technosolok talajcsoportjának<br />
elsı kritériumát<br />
elégíti ki. A szelvény egyes<br />
diagnosztikai paraméterei alapján<br />
számos tipikus Technosol<br />
elı- és utótag minısítı alkalmazható:<br />
A szelvény mőterméktartalma<br />
a legmagasabbak közé<br />
tartozik, 3,3 és 58,7 % között<br />
ingadozik, az átlaga 23,5 %.<br />
Mivel a szelvény legalább 20<br />
cm vastag 20 %-ot meghaladó<br />
mőtermék-tartalommal rendelkezik<br />
illetve mivel rétegei különbözı<br />
korokból származó<br />
emberi települések maradványaiból<br />
álló „kultúrrétegek”, ezért<br />
joggal használhatjuk az Urbic<br />
elıtag minısítıt. Hirtelen, éles<br />
nem pedogenetikai eredető<br />
színváltások figyelhetık meg az<br />
egyes rétegek között. A rapszodikus<br />
lefutású szerves széntartalom<br />
0,2 és 1,2 % között váltakozik,<br />
nem elégíti ki a Humic<br />
utótag kritériumát annak ellenére,<br />
hogy akadnak 1 %-ot meghaladó<br />
szerves széntartalommal<br />
rendelkezı rétegek. A szintén<br />
váltakozó tendenciájú összes<br />
nitrogéntartalom 0,01 és 0,12 %<br />
között mozog, gyenge illetve<br />
némely réteg esetében közepes<br />
nitrogénellátottságot kaptunk. A<br />
K érték 0,5 és 13,6 között ingadozik,<br />
tehát igen heterogén humuszminıségő<br />
rétegek (a gyengétıl a jó kategóriáig) váltogatják egymást. Magasabb<br />
nitrogénkoncentrációval és jobb humuszminıséggel fıként a felszíni rétegek rendelkeztek,<br />
ahol a felszíni borítás híján lehetıség van nagyobb mennyiségő humuszképzıdésre.<br />
A karbonáttartalom 3,0 és 21,7 % között mozog, megfelel a Calcaric utótag minısítı<br />
elvárásainak. A 10,1 %-os átlag alapján a szelvény erısen meszesnek mondható, különösen<br />
azokban a mélyebb rétegekben, amelyek a legnagyobb mennyiségő mőtermék-<br />
3. ábra 22. szelvény fizikai és kémia tulajdonságai<br />
72
Technosolok jellemzése, tipizálása néhány szegedi szelvény példáján<br />
tartalommal rendelkeznek. A pH(H 2 O) 7,9 és 8,4; míg a pH(KCl) 7,4 és 8,2 között váltakozik,<br />
a szelvény a gyengén lúgos kategóriába esett. A jelentıs taposásnak kitett park<br />
talajában mesterséges tömörödöttség figyelhetı meg a felsı 50 cm-ben. E tulajdonságot<br />
fejezi ki a Densic utótag minısítı. A fizikai féleségre fıként<br />
homok, homokos vályog a jellemzı. Ennek megfelelıen jogosan kapta meg a szelvény<br />
az Arenic utótag minısítıt. A fentiek alapján e szelvény a következı elnevezést kapta:<br />
Urbic Technosol (Calcaric,<br />
Ruptic, Densic, Arenic).<br />
A külvárosi zónára alapvetıen<br />
a „vegyes” szelvények<br />
(eredeti talajszintek és feltöltött<br />
talajrétegek együttese) a<br />
jellemzıek, hiszen a belvároshoz<br />
képest jelentısen lecsökken<br />
a feltöltés mértéke. Ezzel<br />
szemben a következıkben<br />
bemutatott külvárosi<br />
Technosol szelvény teljes<br />
mélységében feltöltésbıl áll a<br />
„lokális sajátságok” érvényesülésének<br />
köszönhetıen. E<br />
Technosol szelvények jó példák<br />
arra, hogy a külvárosban<br />
levı szelvények a belvárosiakhoz<br />
hasonlóan jelentıs bolygatással<br />
rendelkezhetnek. A külsı<br />
városrészbıl (Vértói út)<br />
származó 4. szelvény a mőúttól<br />
8 méterre, egy egykori tó feltöltött<br />
szélén helyezkedett el<br />
(4. ábra). Ugyan éles színváltásokat<br />
nem fedeztünk fel a szelvényben,<br />
azonban a 25-40 cm<br />
és 40-60 cm határán hirtelen<br />
textúra-váltást észleltünk. A<br />
szelvényen belül igen nehéz<br />
rétegeket elkülöníteni, hiszen<br />
szinte az egész szelvény<br />
antropogén anyagokkal (tégla-,<br />
cserép- mőanyag-, vasdarabok,<br />
kábelhuzalok, drótok, szögek,<br />
salak, betontömbök stb.) terhelt.<br />
Ennek megfelelıen igen<br />
magas mőterméktartalom adódott<br />
(min: 5,3 %; max:50,7 %<br />
volt). Ily módon nem kétséges,<br />
hogy e szelvény is teljesíti a<br />
4. ábra A 4. szelvény fizikai és kémiai tulajdonságai<br />
73
Puskás – Farsang<br />
WRB (2007) által a Technosolokra elıírt kritériumok közül a mőtermékekre vonatkozó<br />
pontot. Mivel a szelvény összes rétege antropogén tevékenységnek köszönheti létét és<br />
városi alapanyagokból áll, így a szelvény megkaphatta Urbic elıtag minısítıt.<br />
A belvárosi, 11. szelvényhez hasonlóan e szelvényre is jellemzı bizonyos rétegek<br />
vastagságának és vízszintes kiterjedésének rapszodikus váltakozása. A szerves szén 0,3<br />
és 1,9 % között váltakozik. A felszíni növényzettel borított réteg jelentıs humuszosodása<br />
ellenére a maximális szerves széntartalommal a 60-80 cm közötti réteg rendelkezik;<br />
a szelvény azonban nem felel meg a Humic minısítı kritériumának. A szerves<br />
széntartalmat követı összes nitrogéntartalom 0,01 és 0,11 % között ingadozik, az átlag<br />
0,05 %, amely alapján a szelvény gyenge nitrogén-ellátottságúnak minısül. Azonban<br />
az alsó rétegek igen szegényes nitrogénmennyiségével szemben a felszíni rétegek közepes<br />
nitrogénellátottsága a jelentısebb felszíni biológiai aktivitásra enged következtetni.<br />
Ezt igazolja az a tény, hogy a szelvényfeltáráskor a felsı 25 cm-en belül földigiliszták<br />
aktív tevékenységét tapasztaltunk. A K érték igen változatos, 0,3 és 6,6 (gyengétıl<br />
a jó kategóriáig) között mozog, az átlaga pedig 1,9. A karbonátértékek 8,2 és 16,0<br />
% között váltakoznak, a szelvényátlag (11,7 %) alapján a szelvény az erısen meszes<br />
kategóriába sorolható (Calcaric minısítı). A természetes talajokkal szemben a<br />
karbonátértékek az elızı szelvényekhez hasonlóan ingadozó lefutást mutatnak a mindenkori<br />
réteg minıségének függvényében. A pH(H 2 O) 8,0 és 8,4; a pH(KCl) 7,7 és 8,2<br />
között található, ezért a szelvény a gyengén lúgos kategóriába sorolható.<br />
Továbbá igen nagyfokú mesterséges tömörödöttség is megfigyelhetı az egész szelvényben.<br />
E tulajdonságot fejezi ki a Densic utótag minısítı. A szelvény fizikai féleségére<br />
uralkodóan a homokos vályog a jellemzı, így megfelel az Arenic minısítı kritériumának.<br />
Mindezek értelmében e szelvény WRB elnevezése a következı: Urbic<br />
Technosol (Calcaric, Ruptic, Densic, Arenic).<br />
Következtetések, összegzés<br />
A diagnosztikai tulajdonságok értékelése alapján, az antropogén beavatkozás következtében<br />
teljes mélységében átalakított szelvényeket kivétel nélkül a Technosol talajcsoporthoz<br />
soroltuk be, hiszen a bennük levı módosulások (pl.: intenzív felszíni beépítettség,<br />
nagyfokú tömörödöttség, horizontális és vertikális változékonyság, olykor igen<br />
magas mőterméktartalom, antropogén alapkızet stb.) olyan mértékőek, hogy kétségtelenül<br />
kielégítik e talajcsoport kritériumát/kritériumait. Ezen átalakulásokat jól tükrözik<br />
az egyes minısítık. E csoport szelvényeinek besorolásánál leginkább az Ekranic, az<br />
Urbic (illetve egy esetben a Linic) elıtag minısítıt vehettük igénybe. Az utótag minısítık<br />
közül a Calcaric, a Densic és az Arenic minısítıket használtunk a legtöbbször.<br />
Megállapítjuk továbbá, hogy a kilenc aktívan átalakított szelvénybıl három nem a belvárosban<br />
helyezkedett el. Ez alapján arra a következtetésre jutottunk, hogy az ilyen<br />
szelvények belvárosi elhelyezkedése nem szükségszerő, mivel az egykori feltöltésen<br />
túl a helyi események is jelentıs talajmódosító erıvel bírnak.<br />
Az összes szelvényt egybevetve elmondható, hogy két belvárosi szelvény tekinthetı<br />
a legantropogénebb szelvénynek: 11. [Ekranic Technosol (Toxic, Endoclayic)] és a 22.<br />
szelvény [Urbic Technosol (Calcaric, Densic, Arenic)]. Megállapítható, hogy a<br />
talajosodási folyamatok kialakulására a legcsekélyebb esélye a „mesterséges kemény<br />
kızettel” rendelkezı 11. szelvénynek van, hiszen a vastag borítás alatti rétegek el vannak<br />
zárva a külvilágtól. Ugyanakkor a borításmentes, növényzettel fedett 22. szelvény<br />
74
Technosolok jellemzése, tipizálása néhány szegedi szelvény példáján<br />
esetében viszont az igen nagy mennyiségő mőterméktartalom nehezíti a természetesebb<br />
jellegek kialakulását.<br />
A fentiek alapján összességében úgy véljük, hogy a WRB (2007) jól alkalmazható<br />
Szeged talajainak osztályozásában, hiszen az egyes minısítık (kivéve a Toxic) jól<br />
tükrözik a talajtulajdonságok helyi módosulatait.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ANDÓ, M. (1979). Szeged város település-szintje és változásai az 1879. évi árvízkatasztrófát<br />
követı újjáépítés után, Hidrológiai Közlöny, 6, 274-276.<br />
BOITSOV, I.A., GUNOVA, V.S., KRENKE, N.A. (1993). Landscapes of medieval Moscow: archeological<br />
and palynological investigations. Izv. Ross. Akad. Nauk, Ser. 4 Geogr. 4, 60-75.<br />
EFFLAND, W., POUYAT, R.V. (1997). The genesis, classification, and mapping of soils in urban<br />
areas. Urban Ecosystem, 1, 217-228.<br />
FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) (2006). Guidelines for soil<br />
description, Roma, ISBN:92-5-105521-1<br />
FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations), IUSS (International Union of<br />
Soil Sciences), ISRIC (International Soil Reference and Information Centre) (2007). World<br />
reference base for soil resources. A framework for international classification, correlation<br />
and communication, Rome, Italy. ISBN: 92-5-105511-4<br />
(http://www.fao.org/ag/Agl/agll/wrb/doc/wrb2006final).<br />
HORVÁTH, F. (2000). Vár, Stefánia-sétány. In TÓTH, F. (szerk.) Csongrád megye építészeti<br />
emlékei. Szeged, 497-512.<br />
KOSSE, A. (2000). Pedogenesis in the urban environment. In BURGHARDT, W., DORNAUF, C.<br />
(eds) First International Conference on Soils of Urban, Industrial, Traffic and Mining Areas,<br />
Essen. Proceedings, Volume I., 241-245.<br />
LEHMANN, A., STAHR, K. (2007). Nature and significance of anthropogenic urban soils. Journal<br />
of Soil and Sediments, 7, 247-260.<br />
PUSKÁS, I., FARSANG, A. (2009). Diagnostic indicators for characterizing urban soils of Szeged,<br />
Hungary. Geoderma, 148 (3-4), 267-281.<br />
PUSKÁS, I., FARSANG, A. (2008). Evaluation of human-impacted soils in Szeged (SE Hungary)<br />
with special emphasis on physical, chemical and biological properties. In DAZZI, C.,<br />
CONSTANTINI, E. (eds) The soils of tomorrow - soils changing in a changing world,<br />
Advanced in GeoEcology 39., Catena Verlag, 117-147.<br />
ROSSITER, D.G. (2007). Classification of Urban and Industrial Soils in the World Reference<br />
Base for Soil Resources. Journal of Soil and Sediments, 7, 96-100.<br />
SCHARENBROCH, B.C., LLOYD, J.E., JOHNSON-MAYNARD, J.L. (2005). Distinguishing urban<br />
soils with physical, chemical, and biological properties. Pedobiologia, 49, 283-295.<br />
SCHLEUSS, U., WU, Q., BLUME, H.P. (1998). Variability of soils in urban and periurban areas in<br />
Northern Germany. Catena, 33, 255-270.<br />
STROGANOVA, M., PROKOFIEVA, T. (2002): Urban soils classification for Russian cities of the<br />
taiga zone. In MICHELI, E., NACHTERGAELE, F.O., JONES, R.J.A., MONTANARELLA, L. (eds.)<br />
Soil Classification 2001. (European Soil Bureau Research Report No. 7, EUR 2-398 EN)<br />
Office for Official Publications of the European Community, Luxembourg, 153-156.<br />
SZABÓ, J. (1993). A társadalom hatása a földfelszínre (antropogén geomorfológia). In BORSY,<br />
Z. (szerk.) Általános természetföldrajz. Nemzeti Tankönyvkiadó, Budapest, 506-508.<br />
SZABÓ, GY. (1996). A nehézfémek a talajban. Földrajzi Közlemények, XX (XLIV.) (4), 253-<br />
266.<br />
ZHAO, Y.G., ZHANG, G.L., ZEPP, H., YANG, J.L. (2007). Establishing a spatial grouping base for<br />
surface soil properties along urban-rural gradient - A case study in Nanjing, China. Catena,<br />
69, 74-81.<br />
75
TÉRINFORMATIKAI ELEMZİ MÓDSZER<br />
KIDOLGOZÁSA A FELTALAJ FIZIKAI<br />
FÉLESÉGÉNEK KÖZELÍTİ BECSLÉSÉRE<br />
HETEROGÉN PONTADATOKBÓL<br />
Sisák István, Pıcze Tamás<br />
Pannon Egyetem, Georgikon Kar, Keszthely<br />
e-mail: talajtan@georgikon.hu<br />
Összefoglalás<br />
A keszthelyi 5258/4 Kreybig térképlap területére elvégeztük a Kreybig és a Géczy talajtérképek<br />
pontadatainak a digitalizálását, továbbá az agrokémiai talajvizsgálatok és a mintateres földértékelési<br />
adatok digitalizálását. Rendelkezésre álló információkból meghatároztuk a felszíni talajréteg<br />
fizikai féleségét és az adott kategóriára jellemzı közepes agyagtartalmat rendeltük a pontokhoz.<br />
A rendes kriegelés módszerével a pontadatokból a vizsgált területre agyagtartalom<br />
becslést végeztünk. A becsült és a mért adatokat összevetettük (crossvalidation), valamint a<br />
térképi becslések páronkénti összehasonlításával meghatároztuk az egyes térképek korrelációját.<br />
Az eredmények alapján az eredeti adatok lineáris transzformációjával a becsült térképeket<br />
összhangba hoztuk a mintateres földértékelési adatokkal, majd az összehangolt pontadatokat<br />
egyesítettük és ebbıl elvégeztük az agyagtartalom becslését. Hasonló módon elvégeztük a láptalajok<br />
és a kavicsos talajok területének a becslését is. Az eredmény egy olyan agyagtartalom<br />
térkép lett, amely a meglévı digitális adatbázisoknál és a kiindulási térképeknél is sokkal finomabb<br />
mintázatú.<br />
Summary<br />
The point data of the Kreybig and Géczy soil maps were digitized for the area of the 5258/4<br />
Kreybig sheet at Keszthely and the agrochemical data and land evaluation data have been<br />
recorded for the same area, as well. Soil texture classes were determined from the available<br />
information and average clay values were assigned to them. Ordinary kriging was used to estimate<br />
clay content of soils for the whole area. The estimated clay contents were compared pairwise<br />
between the datasets and the estimates were tested with crossvalidation, too. Original data<br />
of the three other datasets were aligned with the land evaluation dataset by using linear transformation<br />
to establish similar linear trends between individual datasets. Then, the data were<br />
pooled and used to estimate fine resolution clay content map for the area. Similar assessments<br />
were performed to estimate stone content and peat content. The resulting clay content map is<br />
much finer than the resolution of the original datasets and other existing maps.<br />
Bevezetés<br />
Az utóbbi években több szerzı rámutatott a részletes talajtani információk iránti gyorsan<br />
növekvı igényre. Ez magával vonja a talajtani tudomány, a digitális talajtérképezés<br />
eszköztárának a fejlıdését, és szükségessé teszi a meglévı térképi és egyéb talajtani<br />
információk, valamint a talajtulajdonságokkal összefüggésbe hozható külsı változók<br />
(digitális domborzati modell, geológiai térképek, multispektrális őrfelvételek stb.) in-<br />
77
Sisák – Pıcze<br />
tegrálását (MCBRATNEY et al., 2003; BEHRENS, SCHOLTEN, 2006). E szerzık kiemelik<br />
azt is, hogy még a leggazdagabb országok sem engedhetik meg maguknak az olyan<br />
részletességő terepi térképezést, amilyen részletességő talajtani információkra a felhasználóknak<br />
szükségük lenne. A fentiekkel egyezı véleményt mások is megfogalmaznak<br />
(SZABÓ et al., 2005).<br />
Az Európai Unió INSPIRE irányelvében alapvetı elv, hogy a rendelkezésre álló térbeli<br />
adatok széles körét hozzáférhetıvé kell tenni a felhasználók számára digitális formában<br />
(EC, 2007), és ettıl elsısorban a környezeti problémák jobb megértését és hatékonyabb<br />
kezelését várják. A víz keretirányelv (EC, 2000) azt a cél tőzte ki, hogy 2015-ig el<br />
kell érni a felszíni és felszín alatti vizek jó állapotát. Ez nagy feladat, tekintve, hogy a<br />
felszíni vizek legalább 40 százaléka jelenleg nem felel meg ennek a követelménynek,<br />
vagy veszélyesen közel van a nem megfelelı állapothoz. A keretirányelv vízgyőjtı gazdálkodási<br />
tervek készítését tette kötelezıvé, amelyben meg kell határozni, többek között,<br />
a diffúz (részben mezıgazdasági) eredető terhelések csökkentésére szolgáló intézkedéseket<br />
is. Az elıkészítı tanulmány (VKKI, 2009) rávilágít arra, hogy négy olyan adatbázis<br />
is van hazánkban, amelyek a teljes mezıgazdasági területre rendelkezésre állnak, így a<br />
segítségükkel elıállított digitális talajtérképek alkalmasak lehetnének az agrárkörnyezetvédelmi<br />
és a vízvédelmi intézkedések összehangolásának támogatására.<br />
Az erózió gazdasági értelemben a legjelentısebb talajdegradációs folyamat Európában.<br />
Az eróziós kockázatokat olyan (mérésekkel validált) modellekkel lehet leginkább<br />
becsülni, amelyek nagymértékben támaszkodnak részletes talajtulajdonság térképekre,<br />
ezek a térképek azonban egyelıre hiányoznak. A talajvédelmi keretirányelvre tett javaslatot<br />
(COM, 2006) az EU végül elvetette, de a vízvédelem kérdései továbbra is<br />
aktuálisak, és bizonyos, hogy az ezzel összefüggı talajvédelmi kérdések is elıbb-utóbb<br />
bekerülnek a normatív szabályozásba. Ha készen lennének, a digitális talajtérképek<br />
már most lehetıvé tehetnék, hogy elkészítsük <strong>Magyar</strong>ország biológiai és fizikai adottságaik<br />
miatt hátrányos területeinek a közös, európai kritériumrendszer alapján történı<br />
lehatárolását az EU Bizottság által 2009. április 21-én (COM, 2009) meghatározott<br />
paraméterek származtatása révén.<br />
Megállapíthatjuk tehát, hogy a meglévı környezeti, és bennük a talajtani információk<br />
feltárása és integrálása gazdasági, tudományos és (az elıbbiektıl nem függetlenül)<br />
uniós jogszabályi szükségszerőség is.<br />
A feladat megoldása szükségessé teszi a talajtani tudomány, a digitális talajtérképezés<br />
eszköztárának a fejlıdését, a meglévı térképi adatok integrálását, ami <strong>Magyar</strong>országon<br />
még nem történt meg. Jelen dolgozatban a Géczy és Kreybig talajtérképek<br />
pontszerő adataiból, valamint az agrokémiai információs rendszer és a földértékelési<br />
mintaterek adataiból kiindulva vizsgáltuk a pontszerő információk összehangolásának,<br />
és ezek segítségével a korábbiaknál pontosabb digitális talajtérképek elkészítésének a<br />
lehetıségét.<br />
A tábla és fizikai blokk szintő digitális talajtani információkra nagy szükség lenne<br />
számos környezetvédelmi és agrár-környezetvédelmi célból. Az 1:10.000 méretarányú<br />
üzemi genetikus, és az ugyanilyen léptékő, a százpontos földértékelési rendszer bevezetését<br />
célzó térképek alkalmasak lennének az ilyen igények kielégítésére, de ezek a<br />
talajtérképek nem készültek el az ország egész területére, csak mintegy felére. A részletes<br />
térképezés folytatása nagy költséggel járna, amire az ország jelenlegi helyzetében<br />
kevés az esély. A meglévı talajtani információk feldolgozásával azonban olyan digitális<br />
talajtani adatbázist lehetne elıállítani, ami a tízezres talajtérképpel nem egyenértékő<br />
78
Térinformatikai elemzı módszer kidolgozása a feltalaj fizikai féleségének közelítı ...<br />
ugyan, de azt sok tekintetben megfelelıen helyettesíthetné. Ezáltal lehetıvé válna,<br />
hogy <strong>Magyar</strong>ország Európai Uniós tagságából következı szabályozási feladatok adatbázis<br />
hátterét megteremtsük a talajtan területén. A feldolgozás során felhalmozódó<br />
tudás a hazai talajtani tudományt jelentısen elırevinné. Az integrált talaj-adatbázis<br />
segítségével pontosan el lehetne dönteni, hol szükséges további talajtérképezés, hol van<br />
még szők keresztmetszet a talajtakaró mintázatáról rendelkezésre álló ismereteinkben.<br />
Az adatbázis hozzásegítene olyan feladatok megoldásához, mint a földértékelés korszerősítése,<br />
vagy a talajosztályozási rendszer fejlesztése (SISÁK, BÁMER, 2008b).<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Kreybig-féle országos átnézetes talajismereti térképek<br />
Az adatbázis létrehozásának a lehetıségét és a feldolgozás kezdeti lépéseit az 5258/4<br />
sz. Kreybig talajtérkép szelvény (Keszthely és környéke) által lefedett terület példáján<br />
mutatjuk be. Kreybig Lajos vezetésével 1931-tıl mintegy húsz éven át folytak az<br />
átnézetes talajismereti térképek készítésének munkálatai. A felvételezés módszerét<br />
1937-ben publikálták (KREYBIG, 1937). A Gauss-Krüger vetülető, 1:25.000 méretarányú<br />
5258/4. sz. szelvény 266 km 2 területet fed le (ÉBÉNYI, 1942).<br />
Géczy-féle talajismereti térképek<br />
GÉCZY (1959) doktori értekezésében alapozta meg egy újabb talajfelvételezés alapelveit<br />
és további publikációkban tett javaslatot az eredmények hasznosítására a talajhasználat<br />
és talajminısítés területén (GÉCZY, 1960, 1962, 1964, 1968). A talajismereti<br />
térképek léptéke 1:25.000, 1958-1961 között készültek községhatáros térképlapokon.<br />
A térinformatikai feldolgozása a Pannon Egyetem Georgikon Karán kezdıdött el<br />
(SISÁK, BÁMER, 2008a).<br />
Agrokémiai adatbázis<br />
Az agrokémiai adatbázist a Mezıgazdasági Szakigazgatási Hivatal Központ Növény-,<br />
Talaj- és Agrár-környezetvédelmi Igazgatósága, illetve jogelıdje az 1980-as években<br />
hozta létre a különbözı szakhatósági vizsgálatok, táblatörzskönyvi- és termésadatok<br />
győjtésével. Földhasználati egységenként sokéves agrotechnikai és termésadatokkal. Az<br />
adatbázis feldolgozásának eredményeit részben publikálták (BARANYAI et al., 1987),<br />
fıleg a felvehetı tápanyagtartalomra vonatkozóan. Az adatokat részben felhasználták az<br />
Agrárkörnyezetvédelmi Integrált Információs Rendszer (AIIR) létrehozásához is. A mi<br />
adataink azonban nem az AIIR rendszerbıl, hanem egy régebbi adatgyőjtés révén, a<br />
tanszék kutatásainak keretében jöttek létre az agrokémiai adatok győjtésével.<br />
Talajszelvény adatok az aranykorona rendszerő földminısítés mintatereirıl<br />
A földértékelést célzó részletes talajtérképezés a múlt század nyolcvanas éveinek végén<br />
kezdıdött és a rendszerváltás után szakadt félbe. A térképezés kezdeti fázisában az<br />
ország teljes területére elkészült az aranykorona rendszerő földminısítés mintatereinek<br />
az újbóli felvételezése és a talajok modern szemlélető leírása és vizsgálata (BARANYAI<br />
et al., 1989). Az adatbázis csak pontszerő adatokat tartalmaz, de az eddigiek közül a<br />
legpontosabb és tematikusan a legrészletesebb. A talajszelvények helyét a földhivatalok<br />
térképein rögzítették, mindegyikhez részletes talajszelvény leírás, és a környezet<br />
jellemzésére szolgáló adatok tartoznak. A genetikai szintenként vett mintákból több<br />
laboratóriumi vizsgálatot is végeztek.<br />
79
Sisák – Pıcze<br />
A térinformatikai adatrögzítés és digitalizálás módszerei<br />
A Kreybig talajtérkép egyetlen egy szelvénylapja, a Géczy talajtérképek 16 községhatáros<br />
szelvénylapja és az agrokémiai adatok feldolgozása során a táblák kontúrját tartalmazó<br />
egy térképlap feldolgozása és digitalizálása azonos módon történt. Mivel minden<br />
adat kizárólag papíron állt rendelkezésre, a munka a térképek és adatok teljes digitalizálásával<br />
kezdıdött. Térképszerkesztésre és térbeli adatok kezelésére az ESRI<br />
ArcGIS Desktop 9.0 programcsaládját használtuk. Az egyes térképlapok szkennelése<br />
és esetleges színkorrekciója után azokat egyenként beillesztettük a település-külterület<br />
határok és egy 1:10.000-es topográfiai térkép segítségével egyetlen közös térképbe. <strong>Itt</strong><br />
megtörtént a talajfoltok lehatárolása és a mintavételi pontok rögzítése.<br />
A talajok fizikai féleségére vonatkozó információk konvertálása a mechanikai összetétel<br />
százalékos adataira<br />
Rendkívül heterogén adatforrásokról van szó, amelyek „közös nevezıre” hozása elıfeltétele<br />
a térinformatikai feldolgozásnak.<br />
A Géczy és Kreybig térképek pontadatai esetében a felszíni talajréteg fizikai féleségének<br />
a szöveges megjelölése alapján, a másik két adatbázisnál az Arany-féle kötöttségi<br />
számból levezetett fizikai féleség alapján, valamint az elızı két esetben a vázrészek<br />
jelenlétére, minıségére és mennyiségére, valamint a fizikai féleséget módosító tényezıkre<br />
vonatkozó információkból kódkombinációkat alakítottunk ki, amelyet kategóriákba<br />
soroltunk. A Német <strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong> által kiadott Bodenkundliche<br />
Kartieranleitung (AD-HOC-AG BODEN, 2005) részletes táblázatokat tartalmaz a különbözı<br />
fizikai féleségő és humusztartalmú talajok talajfizikai tulajdonságaira vonatkozóan.<br />
A kiadvány táblázataiból talajfizikai jellemzık közül a mechanikai összetételre<br />
vonatkozó átlagos értékeket rendeltünk a kódokhoz és ezek közül az elemzéshez az<br />
átlagos agyagtartalmat használtuk fel.<br />
A felhasznált térinformatikai és statisztikai elemzı módszerek<br />
Rendes krigelés<br />
A geostatisztikában általában, a bányászatban különösen, a feltalálójáról, Krige délafrikai<br />
professzorról krigelésnek nevezett súlyozott átlagképzésen alapuló módszert<br />
alkalmaztuk az ismeretlen attribútum értékő pontok attribútum értékeinek meghatározására<br />
a más pontokban mért, azaz ismert, attribútum értékek alapján.<br />
Lineáris regresszió analízis<br />
A krigeléssel becsült agyagtartalom értékek és a különbözı adatbázisok pontjaihoz<br />
rendelt agyagtartalom értékek közötti összefüggést az Excel lineáris regressziós módszerével<br />
becsültük.<br />
Ponthalmaz transzformáció<br />
A négy adatbázis pontjaihoz agyagtartalmat rendeltünk, krigeléssel pedig ugyanazon<br />
pontokon becsültük is az agyagtartalmat. A kétféle agyagtartalom közötti lineáris öszszefüggések<br />
nagyon különbözıek voltak az egyes adatbázisok esetében holott ugyanazon<br />
területrıl lévén szó, feltételezésünk szerint hasonlítaniuk kellett volna. Ezért lineáris<br />
transzformációval úgy módosítottuk az eredeti adatokat, hogy a becslések közötti<br />
lineáris összefüggések hasonlítsanak egymásra.<br />
80
Térinformatikai elemzı módszer kidolgozása a feltalaj fizikai féleségének közelítı ...<br />
Vizsgálati eredmények<br />
Az egyes adatbázisok pontjaiból létrehozott agyagtartalom térképek<br />
A krigelés módszerével becslı térképet hoztunk létre mind a négy felvételezés agyagtartalmából<br />
külön-külön az ArcMap szoftver Geostatistical Analyst bıvítményében<br />
lévı kriging utasítással. CrossValidation fájl mentésével statisztikai értékelést kaptunk<br />
a becslésünk minıségérıl, egy adott pontban mért és becsült értékekrıl és azok különbségérıl.<br />
Ezt a mőveletet mind a négy esetben elvégeztük.<br />
A négy ponthalmazból elıállított, a krigeléssel becsült agyagtartalom térképek kis<br />
mértékben hasonlóak lettek, de semmiképpen nem egyeztek meg. Az ábrakészítés során<br />
kitakartuk azokat a területeket, ahol a szegélyhatás torzító hatása, a pontok ritkasága<br />
(Keszthelyi-hegység) vagy hiánya (Balaton) miatt nagy hibával terhelt, vagy értelmetlen<br />
lenne a becslés.<br />
Az eredeti pontokhoz hozzárendelt adatok és az azok segítségével becsült térképek<br />
korrelációjának a mennyiségi értékelése<br />
A létrejött raszterre ráillesztettük egy másik felvételezés pontjait, és a Surface spot<br />
utasítással hozzákapcsoltuk a ponthoz a raszteres becslés értékeit.<br />
Ezt a mőveletet mind a négy adatbázissal mindegyik párosítás esetén mindkét<br />
irányban elvégeztük. A különbözı becslések közötti eltérésekbıl ugyanolyan hibaszámítást<br />
végeztünk, mint a CrossValidation eljárásban.<br />
A négy különbözı ponthalmazból készített agyagtartalom becslés és az eredeti pontokhoz<br />
táblázatból hozzárendelt agyagtartalmak összefüggését (a táblázat átlójában<br />
csillaggal jelezve), valamint a becslések páronkénti összehasonlításának az eredményét<br />
mutatja az 1. táblázat.<br />
1. táblázat Determinációs együtthatók<br />
Érték az alábbi pontokban<br />
Becsült adatok az<br />
alábbi adatbázisokból AIIR MINTATÉR KREYBIG GÉCZY<br />
AIIR 0,3440* 0,1949 0,1687 0,2183<br />
MINTATÉR 0,1489 0,3342* 0,3122 0,0987<br />
KREYBIG 0,1198 0,3680 0,1315* 0,4267<br />
GÉCZY 0,1553 0,1849 0,5047 0,1898*<br />
(* crossvalidation)<br />
A determinációs együtthatók nem túl magasak, de tekintve a nagyon heterogén kiindulási<br />
adatbázisokat, továbbá azt, hogy a terepen felvételezett textúa adatokat csak közelítı<br />
módszerrel tudtuk agyagtartalomra konvertálni, nem lehetünk elégedetlenek az<br />
eredménnyel így sem. Ezen kívül figyelemre méltó eredmény, hogy a Géczy és Kreybig<br />
talajtérképek pontjaiból készített becslések korrelációja a legmagasabb. <strong>Itt</strong> a determinációs<br />
együtthatók szerint a Géczy pontokból becsült raszter 50%-ban magyarázta a Kreybig<br />
pontokhoz hozzárendelt értékek alakulását, a többi a véletlen hatása volt.<br />
Kiszámítottuk a páronkénti összehasonlításokban az átlagos hibát is (2. táblázat).<br />
Természetesen azonos pont adatbázison belül a becsült és a pontokhoz eredetileg hozzárendelt<br />
adatok átlagos eltérése nullához közelít, hiszen a krigelési eljárás éppen ezt<br />
81
Sisák – Pıcze<br />
az értéket minimalizálja a felület becslés során. Ismét figyelemre méltó, hogy a<br />
Kreybig és Géczy térképek becslései közötti eltérések szintén nullához közeli értékek.<br />
A két térképsorozat közös eredete világosan kitőnik. Más esetekben az átlagos eltérések<br />
viszonylag nagyok, ami az agyagtartalom meghatározására szolgáló források és<br />
módszerek gyökeres eltérésére utal.<br />
2. táblázat Átlagos eltérés<br />
82<br />
Becsült adatok az<br />
Érték az alábbi pontokban<br />
alábbi adatbázisokból AIIR MINTATÉR KREYBIG GÉCZY<br />
AIIR -0,084* -6,778 -12,279 -10,853<br />
MINTATÉR 4,759 -0,141* -8,036 -5,619<br />
KREYBIG 11,949 5,798 -0,018* 0,793<br />
GÉCZY 11,712 5,074 -0,131 0,157*<br />
(* crossvalidation)<br />
A továbbiakban a Géczy, Kreybig és AIIR adatbázisok eredeti agyagtartalom értékeit<br />
úgy módosítottuk, hogy az azok segítségével végzett becslés és a mintatér adatai<br />
segítségével végzett becslés a lehetı legközelebb essenek egymáshoz, a különbségük a<br />
nullát közelítse. Azaz mindegyik adathalmaz átlagos értékét a mintateres adathalmaz<br />
átlagos értékéhez igazítottuk. A módosítások ellenırzése során mindig becsléseket<br />
végeztünk a kriging utasítással. Tehát a fentebb leírtak szerint a módosított értékekkel<br />
létrehoztuk a raszteres felületeket, majd a spot funkcióval meghatároztuk ezeket a becsült<br />
értékeket a mintatér pontjaira, ezt követıen eltérést számoltunk a kétféle becsült<br />
érték között. Ha ezen eltérés átlaga a nullát megközelítette, tovább nem módosítottuk.<br />
A végsı iterációs lépésben alkalmazott egyenletek:<br />
Módosított Kreybig = (Kreybig agyagtartalom - 3,5) * 2<br />
Módosított Géczy = (Géczy agyagtartalom - 3,5) * 2<br />
Módosított AIIR = (AIIR agyagtartalom - 8) * 1,1<br />
A Géczy térkép pontadatainál a módosítás után nem értük el egészen a várt közelítést,<br />
de meg akartuk tartani a Géczy és Kreybig adatok közötti nagyon jó összefüggést,<br />
ezért automatikusan a Kreybig adatokra megállapított transzformációt alkalmaztuk itt<br />
is. A módosított adatokkal megismételtük a krigelés módszerével végrehajtott felületbecslést,<br />
a Spot eljárással a különbözı becslések egymás mellé rendezését és kölcsönös<br />
összehasonlításban az elıjeles eltérések kiszámítását (3. táblázat). Látható, hogy a korábban<br />
jelentıs eltéréseket sikerült nullához közelítenünk.<br />
Becsült adatok az<br />
alábbi adatbázisokból<br />
3. táblázat A módosítás eredménye az átlagos eltérésben<br />
MINTATÉR<br />
transzf. után<br />
MINTATÉR*<br />
transzf. elıtt<br />
Becsült adatok az<br />
alábbi adatbázisokból<br />
Mod_AIIR 0,384 -6,778 AIIR<br />
MINTATÉR -0,141** -0,141** MINTATÉR<br />
Mod_KREYBIG -0,037 5,798 KREYBIG<br />
Mod_GÉCZY 1,412 5,074 GÉCZY<br />
(* azonos a 2. táblázat megfelelı adataival ** crossvalidation)
Térinformatikai elemzı módszer kidolgozása a feltalaj fizikai féleségének közelítı ...<br />
A bemutatott módon a ponthalmazokat sikerült úgy transzformálnunk, hogy egymással<br />
jól korreláljanak, tehát joggal feltételezhetjük, hogy a pont adatbázisok ezután<br />
összevonhatók és a közös adatbázis alapján egy részletesebb becslés elvégezhetı.<br />
A harmonizált adatbázisok egyesítése és az egyesített pont adatbázis segítségével<br />
részletes agyagtartalom térkép becslése krigeléssel<br />
Miután a négy adatbázis összekapcsolhatóvá vált, megismételtük a becslésünket. Az<br />
egyesített adatbázisból az agyagtartalomnál bemutatott módosítások mellızésével elvégeztük<br />
a kavicstartalom és a tızeg-kotu elıfordulás becslését is. A három becslés<br />
eredményét (agyag, kavics, kotu) közös térképen ábrázoltuk (1. ábra).<br />
1. ábra Egyesített adatbázis alapján becsült agyagtartalom, valamint kotu és kavics elıfordulás<br />
Manapság részletes talaj felvételezések csak jelentıs költségekkel állíthatók elı, így<br />
egyre inkább felértékelıdnek a korábbi országos szintő adatbázisok. Az általunk elvégzett<br />
munka egy viszonylag kis terület néhány kiragadott adatának a feldolgozása. Ha a<br />
korábbi adatbázisokat teljes körően feldolgoznánk az általunk kimunkált és a továbbiakban<br />
kifejlesztendı módszerekkel létrejöhetne egy a korábbiaknál sokkal részletesebb<br />
talajtérkép. Az eredményeket fel kívánjuk használni a Balaton vízgyőjtı talajainak az<br />
olajszennyezésekkel szembeni érzékenységének az értékelésére.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Munkánk a TAMOP-4.2.1/B-09/1/KONV-2010-0003 számú kutatási téma támogatásával<br />
készült.<br />
Irodalomjegyzék<br />
AD-HOC-AG BODEN (2005). Bodenkundliche Kartieranleitung. Hannover<br />
BARANYAI, F., FEKETE, A., KOVÁCS, I. (1987). A magyarországi talajtápanyag-vizsgálatok<br />
eredményei. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest<br />
83
Sisák – Pıcze<br />
BARANYAI, F. et al. (szerk.) (1989). Útmutató a nagyméretarányú országos talajtérképezés végrehajtásához.<br />
Agroinform, Budapest<br />
BEHRENS, T., SCHOLTEN, T. (2006). Digital soil mapping in Germany – a review. J. Plant Nutr.<br />
Soil Sci., 169, 434-443.<br />
COM (2006). 232 final 2006/0086 (COD) Proposal for a Directive of the European Parliment<br />
and of the Council establishing a framework for the protection of soil and amending<br />
Directive. 2004/35/EC<br />
COM (2009). 161 Communication from the commission to the European Parliament, The<br />
Council, The European Economic and Social Committee and the Committee of the regions<br />
Towards a better targeting of the aid to farmers in areas with natural handicaps.<br />
ÉBÉNYI, GY. (1942). <strong>Magyar</strong>ázatok <strong>Magyar</strong>ország geológiai és talajismereti térképéhez. Keszthely,<br />
M. Kir. Földtani Int, Budapest.<br />
EC (2000). Directive 2000/60/EC of the European Parliment and of the Council of 23 October<br />
2000 establishing a framework for Community action in the field of water policy.<br />
EC (2007). Directive 2007/2/EC of the European Parliment and of the Council of 14 March<br />
2007 establishing an Infrastructure for Spatial Information in the European Community<br />
(INSPIRE).<br />
GÉCZY, G. (1959). A gyakorlati talajtérképezés. Új rendszerő talajismereti és talajhasznosítási<br />
térkép ismertetése és gyakorlati használhatósága. Doktori értekezés, Gödöllıi Agrártudományi<br />
Egyetem, Mezıgazdaságtudományi Kar<br />
GÉCZY, G. (1960). Újabb mezıgazdasági talajhasznosítási osztályozási rendszer. Agrokémia és<br />
Talajtan, 9, 405-418.<br />
GÉCZY, G. (1962). <strong>Magyar</strong>országi talajok osztályozási rendszere és térképezése hasznosíthatóságuk<br />
alapján. MTA Agrárgazd. Kut. Int. Budapest, 29. sz. kiadv.<br />
GÉCZY, G. (1964). Mutatószám a magyarországi talajok természetes termékenysége alapján<br />
történı minısítésre. Agrokémia és Talajtan, 13, 325-344.<br />
GÉCZY, G. (1968). <strong>Magyar</strong>ország mezıgazdasági területe. Akadémiai Kiadó. Budapest, 307.<br />
KREYBIG, L. (1937). A M. Kir. Földtani Intézet talajfelvételi vizsgálati és térképezési módszere.<br />
Budapest<br />
MCBRATNEY, A., MENDONCA SANTOS, M.L., MINASNY, B. (2003). On digital soil mapping.<br />
Geoderma, 117, 3–52.<br />
SISÁK, I., BÁMER, B. (2008a). A Géczy Gábor vezetésével készült talajismereti és talajhasználati<br />
térképek digitális adatbázisa a Balaton vízgyőjtıjén. <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés, Nyíregyháza,<br />
2008. május 28–29. Talajvédelem különszám, 645-652.<br />
SISÁK, I., BÁMER, B. (2008b). Hozzászólás Szabó, Pásztor és Bakacsi „Egy országos, átnézetes,<br />
térbeli talajinformációs rendszer kiépítésének igénye, lehetıségei és lépései” címő cikkéhez.<br />
Agrokémia és Talajtan, 57 (2), 347–354.<br />
SZABÓ, J., PÁSZTOR, L., BAKACSI, ZS. (2005). Egy országos, átnézetes, térbeli talajinformációs<br />
rendszer kiépítésének igénye, lehetıségei és lépései. Agrokémia és Talajtan, 54, 41-58.<br />
VKKI (2009). A vízgyőjtı gazdálkodási tervek honlapja. Vízgazdálkodási és Környezetvédelmi<br />
Központi Igazgatóság, Budapest.<br />
http://www.vizeink.hu/files/vizeink.hu_0326_Orszagos_VGT_kezirat_aug.pdf<br />
[olvasva: 2010. augusztus 10.]<br />
84
TERMÉSZETI HÁTRÁNYOKKAL ÉRINTETT<br />
TERÜLETEK LEHATÁROLÁSA KÖZÖS EURÓPAI<br />
BIOFIZIKAI KRITÉRIUMRENDSZER ALAPJÁN<br />
Szabó József 1 , Pásztor László 1 , Bakacsi Zsófia 1 , Tar Ferenc 2 , Szalai Sándor 3 , Mikus<br />
Gábor 4 , Németh Ákos 5<br />
1<br />
MTA TAKI Környezetinformatikai Osztály, Budapest<br />
2<br />
Ecologic Consulting Kft., Budapest<br />
3<br />
SZIE MKK <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
4<br />
FÖMI Mezıgazdasági Távérzékelési Osztály, Budapest<br />
5<br />
OMSZ Éghajlati Elemzı Osztály, Budapest<br />
e-mail: james@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
Az Európai Unió Közös Agrárpolitikájának egyik fontos célja a mezıgazdasági termelés folytatásának<br />
bátorítása kedvezıtlen adottságú területeken (KAT) is olyan támogatási konstrukció kialakításával,<br />
amely egyrészt stabil bevétel nyújt a gazdálkodóknak másrészt csökkenti a gazdálkodásból<br />
származó környezeti terhelést. A KAT területek új kijelölése immáron természeti hátránnyal<br />
érintett területek (THÉT) néven az alacsony termıképességő talajokra és kedvezıtlen klimatikus<br />
viszonyokra vonatkozó közös biofizikai kritériumok alapján történik az Unió egész területén. A<br />
kritérium rendszert a Közös Kutatóközpont dolgozta ki, a feladat gyakorlati megvalósítása viszont<br />
tagállami hatáskörbe tartozik. Ehhez megfelelı tematikus és térbeli felbontású, valamint adatstruktúrával<br />
rendelkezı, országos fedettségő, térbeli talajinformációs rendszer rendelkezésre állása,<br />
továbbá annak elemzéséhez feladatspecifikus módszertan kidolgozása volt szükséges. Hazánk a<br />
Digitális Kreybig Talajinformációs Rendszerre ( © DKTIR) alapozta az azonosítás és a lehatárolás<br />
elvégzését. Dolgozatunk a térbeli- és tematikus adatértelmezés, származtatás, modellezés lépéseit,<br />
illetve ezek eredményeinek térbeli kiterjesztését mutatja be.<br />
Summary<br />
One of the main objectives of the EU's Common Agricultural Policy is to encourage<br />
maintaining agricultural production in less favoured areas (LFA) in order to sustain agricultural<br />
production and use natural resources, in such a way to secure both stable production and income<br />
to farmers and to protect the environment. Recently the delimitation of LFAs is suggested to be<br />
carried out by using common biophysical diagnostic criteria on low soil productivity and poor<br />
climate conditions all over Europe. The criterion system was elaborated by JRC and its<br />
operational implementation comes under member state competence. This process requires the<br />
existence of adequate national spatial information systems with appropriate data structure and<br />
spatial resolution as well as a proper methodology for their analysis. In our paper we present<br />
how naturally handicapped areas were identified and delineated in Hungary according to<br />
common biophysical criteria.<br />
Bevezetés<br />
Az Európai Unió Bizottsága kidolgozta a természeti hátránnyal érintett területeken<br />
(THÉT; korábban KAT) a gazdálkodóknak nyújtott támogatás hatékonyabb elosztásának<br />
rendszerét (CEC, 2009). Ennek keretében a tagországoknak 2014-ig el kell végez-<br />
85
Szabó – Pásztor – Bakacsi – Tar – Szalai – Mikus – Németh<br />
niük a természeti hátránnyal érintett területek újbóli lehatárolását. Annak érdekében,<br />
hogy az új lehatárolás az összes tagországra nézve egységes, és átlátható legyen, a<br />
Bizottság feladatért felelıs osztályai, 2007-ben megbízták a Közös Kutatóközpontot<br />
(Joint Research Center), hogy állapítson meg egy közös talaj- és éghajlati kritériumrendszert.<br />
A kutatóközpont szakértıi nyolc talajtani és éghajlati paraméter-csoportot<br />
(alacsony hımérséklet, hıstressz, a talaj vízelvezetı képessége, a talaj szemcseösszetétele<br />
és kövessége, a talajréteg vastagsága, a talaj kémiai tulajdonságai, a talaj vízmérlege,<br />
valamint a lejtésviszonyok) határoztak meg, melyek egy bizonyos küszöbérték<br />
fölött az EU tagországokban, a mezıgazdasági termelés számára komoly korlátokat<br />
jelentenek (VAN ORSHOVEN et al., 2008).<br />
A Földmővelésügyi és Vidékfejlesztési Minisztérium 2007-ben szakmai munkacsoportot<br />
hozott létre, melynek feladata a környezetileg hátrányos területek egységes Európai<br />
módszertan alapján történı magyarországi lehatárolásának kidolgozása volt. A<br />
Munkacsoport szakmai vezetıje és koordinátora az MTA TAKI lett. A szakmai munkacsoport<br />
2008-ban elvégezte a THÉT területek elızetes lehatárolását a rendelkezésre<br />
álló országos-regionális léptékő tematikus adatbázisok alapján. A közös biofizikai paraméterek<br />
alapján történı végleges lehatárolást ún. térképi szimulációk keretében történı<br />
tesztelést kutatási projekt formájában az MTA TAKI az OMSZ-szal és a FÖMIvel<br />
együttmőködésben végezte el. A munkálatok térinformatikai alapját az MTA TAKI<br />
nagyléptékő, a Kreybig-féle átnézetes térképezés (KREYBIG, 1937) eredményeire épülı,<br />
digitális, talajtani adatbázisa ( © DKTIR); az OMSZ hosszú távú, meteorológiai adatsorai<br />
és a FÖMI ELK-DDM-5 digitális domborzat modellje képezték.<br />
Anyag és módszer<br />
A térképi szimuláció feladatai<br />
A térképi szimulációhoz az alábbi két fı feladatot kellett megfelelı minıség-ellenırzés<br />
mellett a MEPAR rendszerrel történı kompatibilitás figyelembe vételével végrehajtani:<br />
• Adatbázis mőveletek végrehajtása: az MTA TAKI és az OMSZ adatgazdák adatbázisainak<br />
részbeni feladat specifikus továbbfejlesztése, tematikus adattartalmának<br />
bıvítése, illetve<br />
• A THÉT kritériumok tartozó mőveletek elvégzése: azaz az EU bizottság által az<br />
2009. április 21. változatban megfogalmazott egyes paraméterek származtatásának<br />
kidolgozása (adatértelmezés, származtatás, térbeli- és tematikus modellezés,<br />
transzfer függvények kidolgozása).<br />
A talajokra vonatkozó különbözı adatrendszerek térbeli és tematikus felbontása<br />
igen eltérı lehet (VÁRALLYAY, 2005). Az egyes térképi alapú modellezésnél a felhasználható<br />
adatok pedig nem feltétlenül állnak az igényelteknek egy az egyben megfeleltethetı<br />
formában rendelkezésre. Az utóbbiak tematikusan, térbeli felbontásban, esetleg<br />
mindkettıben eltérnek az elıbbiektıl. Ilyenkor tematikus és/vagy térbeli adatszármaztatásra<br />
van szükség. A talajok vonatkozásában ehhez az elméleti talajtan által kidolgozott<br />
pedotranszfer szabályok és függvények, illetve a talajtérképezés hagyományos és<br />
digitális módszerei nyújtanak segítséget. Egyik esetben sem lesznek, mert nem is lehetnek,<br />
a származtatott adatok abszolút pontosak. A következtetések pontosságát a<br />
szabályok megállapítását lehetıvé tevı mérések, az alkalmazott matematikai modellek,<br />
az interpolációs eljárások és még számos további körülmény határozza meg. A térbeli<br />
modellezés megbízhatósága egyszerre függ az alkalmazott tematikus és térbeli szár-<br />
86
Természeti hátrányokkal érintett területek lehatárolása ...<br />
maztatás pontosságától. Az adatok térbeli részletességének és reprezentativitásának<br />
legalább akkora szerepe van a végeredmény megbízhatóságában, mint a nyers vagy<br />
levezetett alapadatok pontosságának. Kevés, de nagyon pontos adat nagy területre történı<br />
térképi ábrázolásából nem várhatunk el a forrásadattal összemérhetı, egyenletes<br />
pontosságot a legjobb térképezési módszerek esetén sem, a minden interpolációs eljárásban<br />
jelenlevı határozatlanság miatt. Meg kell találni azt a kompromisszumot,<br />
amelynél a tematikus és térbeli pontosságot meghatározó tényezık egyensúlyban vannak<br />
az optimális eredmény elérése érdekében (GOODCHILD et al., 1999).<br />
Ezen megfontolások alapján a térképi szimuláció végrehajtásához leginkább megfelelı<br />
talajtani adatbázist az MTA TAKI GIS Lab által kialakított © DKTIR térbeli talajinformációs<br />
rendszer (PÁSZTOR et al., 2010) biztosította, mely három alapvetı<br />
elınnyel bír bármely más, magyarországi talajokra vonatkozó adatrendszerrel történı<br />
összehasonlításban:<br />
- Az alapját képezı eredeti térképezés célkitőzései nagyon hasonlatosak a jelenlegi<br />
THÉT kijelölés mögötti célrendszerhez (Kreybig, 1946).<br />
- A DKTIR a legrészletesebb térképi alapú adatrendszer, amely országos fedettséget<br />
biztosít.<br />
- Az adatbázis minden, talajjal kapcsolatos THÉT kritériumra vonatkozóan tartalmaz<br />
hasznosítható információkat, amelyek (i) tudományosan megalapozott<br />
módon lehetıséget nyújtanak a megfelelı tematikus adatszármaztatásra, illetve<br />
(ii) ezek egész országra történı regionalizálására.<br />
A © DKTIR az ország teljes területét lefedı olyan térbeli talajinfor-mációs rendszer,<br />
amely fıként mezıgazdasági területek jellemzésére alkalmas és térbeli felbontásában<br />
összevethetı a Mezıgazdasági Parcella Azonosító Rendszer (MEPAR) fizikai blokkjaival.<br />
Az ország teljes területére történı adatszolgáltatásához elsıként be kellett fejezni<br />
a © DKTIR térbeli talajinformációs rendszer évek óta tartó, térinformatikai feldolgozását.<br />
A talajfolt adatbázis mintegy 100.000 talajfolt objektumból építkezik, a talajszelvény<br />
adatréteg pedig mintegy 22.000 reprezentatív, lokalizált talajfelvételi helyszín<br />
talajrétegenkénti vizsgálati adatát, továbbá mintegy 150.000 db, a reprezentatív helyszínek<br />
adatát térben származtató lokalizált helyszín talajrétegenkénti vizsgálati adatát<br />
tartalmazza.<br />
A térképi szimuláció végrehajtására az egyetlen teljes körő meteorológiai adatforrást<br />
az Országos Meteorológiai Szolgálat biztosította egyedüliként rendelkezvén az<br />
ország teljes területét lefedı olyan meteorológiai adatbázissal, amely országos mérıhálózatra<br />
alapozott hosszú adatsorokkal bír a THÉT szempontjából releváns klimatikus<br />
paraméterek vonatkozásában. A hosszú adatsorok kezelését (adatok homogenizálása,<br />
interpolációja és kiértékelése) természetszerőleg az adatgazda végezte.<br />
A THÉT kritériumok tartozó mőveletek elvégzése<br />
A THÉT kritériumok tartozó mőveletek elvégzése az EU bizottság által az 2009. április<br />
21. lehatárolási változatban megfogalmazott egyes paraméterek származtatásának kidolgozását<br />
jelentette. Az adatbázis mőveletek végrehajtása után rendelkezésre álló<br />
talajtani és meteorológiai digitális adatbázisok megfelelı adatbázis szerkezetben a<br />
magyarországi gyakorlat szerinti elfogadott paramétereket tartalmaznak a megfelelı<br />
térbeli objektumokra vonatkozóan. Ugyanakkor az EU bizottság által meghatározott<br />
biofizikai paraméterek és azok határértékei nem minden esetben állnak rendelkezésre<br />
közvetlenül az adatbázisokban. A biofizikai paraméterek definícióinak értelmezése<br />
87
Szabó – Pásztor – Bakacsi – Tar – Szalai – Mikus – Németh<br />
után a legtöbb esetben származtatni kellett a szükséges paramétereket és azok határértékeit<br />
az adatbázisokban rendelkezésre álló paraméterek és azok határértékei alapján.<br />
Az adatszármaztatás így egyrészrıl tematikus adatmodellezést, transzfer függvények<br />
kidolgozását jelentette.<br />
A THÉT területek meghatározására alkalmas térképi szimulációhoz szükséges határértékkel<br />
származtatott paramétereket a meteorológiai paraméterek esetében a mérıállomások,<br />
mint pont geometriai objektumok hordozzák. A talajtani paraméterek esetében<br />
részben a talajfoltokhoz közvetlenül rendelhetı a szükséges határértékkel származtatott<br />
paraméter, részben azonban a talajszelvények, mint pont geometriai objektumok<br />
hordozzák azokat. Mindezek miatt szükséges volt térinformatikai környezetben<br />
megfelelı interpolációs eljárások végrehajtásával az adatok térbeli modellezésére. A<br />
térbeli és tematikus modellezés tervezésénél három fontos tényezıt kellett figyelembe<br />
vennünk:<br />
- A felhasznált ©DKTIR adatbázis egyszerre tartalmaz kétdimenziós, talajfoltokra,<br />
illetve pontszerő, talajszelvényekre vonatkozó adatokat.<br />
- A ©DKTIR jelen állapotában nem teljes adatrendszer abban az értelemben, hogy<br />
nem tartalmaz minden objektumára vonatkozóan minden lehetséges adatot.<br />
- A ©DKTIR nem tartalmazza közvetlenül azokat a paramétereket, amelyek a közös<br />
kritériumokban szerepelnek.<br />
Mindezekbıl két dolog következik:<br />
- Egy-egy kritérium teljesülését, illetve teljesülésének térbeli érvényességét becsülni<br />
vagyunk kénytelenek.<br />
- Számos esetben azonban erre a becslésre több, egymástól független megközelítés<br />
is adódik, amelyek eredményei kiegészítik egymást.<br />
Célunk az volt, hogy az egyes kritériumok teljesülésérıl történı döntéshozás a lehetı<br />
legtöbb információn alapuljon és a felhasznált adatok alapján a lehetı legrobosztusabb<br />
legyen. A © DKTIR talajfoltjai regionalizálnak egyes talajtulajdonságokat, de ezt<br />
mind térben, mind tematikusan erısen generalizálva, tematikusan robosztusan teszik. A<br />
finomabb térbeli felbontás elérésére, illetve a részletesebb tematikus származtatásra a<br />
talajszelvények használata ad lehetıséget. Ez viszont megköveteli az egydimenziós<br />
információ térbeli kiterjesztésének megoldását.<br />
Az egyes korlátozó tényezık térbeli modellezésének lehetıségeire egy további<br />
szempont is jelentıs hatással volt. Végsı soron a regionalizálandó paraméter egy-egy<br />
specifikus kritérium teljesülése, azaz a kritériumonkénti végtermék egy bináris térkép,<br />
amely igen-nem kategóriákat tartalmaz. Egy kritérium szigorú teljesülésének becslése<br />
azonban számos hibalehetıséggel terhelt. Ennek kezelésére vezettük be a valószínőségi,<br />
illetve fuzzy megközelítést, ahol a teljesülés bináris 0-1 értékeit valószínőségi változók,<br />
illetve fuzzy halmaz értékek szélsıértékeként tekintettünk, a regionalizálás során<br />
megengedve tetszıleges [0,1] intervallumba esı érték elıfordulását is (1. ábra).<br />
A jelen feladat megoldásához ideális eszköz az ún. indikátor krigelés, egy olyan nemparaméteres,<br />
geostatisztikai interpolációs eljárás, amely azt mondja meg, hogy egy interpolációs<br />
tér pontjaiban az indikátor érték mekkora valószínőséggel következhet be<br />
(ISAAKS, SRIVASTAVA, 1989; MARINONI, 2003). A módszer alkalmazásához elıször is<br />
egy adott kritérium teljesülését minden egyes talajszelvényben megvizsgáltuk: azon pont,<br />
amelyben a THÉT kritérium teljesül 1-es indikátor értéket kapott, amelyikben nem, az 0-<br />
sat. Nagyon ügyelnünk kellett arra, hogy az adott döntéshozáshoz elégtelen információval<br />
jellemzett talajszelvényeket kizárjuk az adott vizsgálatból, hiszen az adathiány miatt<br />
88
Természeti hátrányokkal érintett területek lehatárolása ...<br />
nem értékelhetı pont nem kezelhetı azonosan a kritérium vizsgálatnál 0 értéket kapóval.<br />
Ezért a részelemzésekben résztvevı talajszelvények száma más és más volt, attól függıen,<br />
hogy hány adathiányos, illetve hibás értékő elem akadt a vizsgálatban használt paraméterek<br />
szerint (ez a szám így is minden esetben jóval 100.000 feletti volt). A kritérium<br />
teljesítési indikátort interpoláltuk indikátor krigelési eljárással. Ennek eredménye egyegy<br />
kritérium teljesülési valószínőségi térkép, mely az elemzések során általánosan használt<br />
1 ha-os térbeli felbontásban adja meg cellánként az adott THÉT kritérium teljesülésének<br />
becsült valószínőségét (2. ábra).<br />
1. ábra A térképi szimuláció valószínőségi kezelése<br />
A talajszelvények kapcsán bevezetett valószínőségi megközelítés után érdemes a talajfoltok<br />
használata kapcsán meglevı bizonytalanságot is figyelembe venni a térbeli modellezésnél.<br />
A talajfoltok éles határvonallal választják el a folt tulajdonságok alapján<br />
THÉT besorolású térrészeket a kritériumot nem teljesítıktıl, annak ellenére, hogy azok a<br />
háttér talajtulajdonságok, amelyek ezt meghatározzák sokkal simább, folytonos átmenettel<br />
változnak térben és egyáltalán nem biztos, hogy az egyik szempont alapján meghúzott<br />
határ a másik szempont alapján definiált határértéket is pont azon határ mentén lépi át.<br />
Ezen probléma kezelésére a talajfolt határok fuzzy kezelésére tértünk át, amely sokkal<br />
hőebben képezi le a talajtulajdonságok átmenetes változatosságát (WANG, HALL, 1996;<br />
LEE, LEE, 2006). Ily módon egy adott kritérium teljesülésének talajfoltokon alapuló térbeli<br />
érvényesség becslésének eredménye is egy kritérium teljesülési valószínőségi térkép.<br />
Minden egyes független becslés egy országos fedettségő, 1 ha-os térbeli felbontású<br />
[0,1] intervallumra leképezett kétdimenziós valószínőségi eloszlás térképet generál.<br />
Egy-egy kritérium teljesülésének térbeli érvényességét a rá vonatkozó független becslések<br />
eredményeinek kombinálásával kaptuk meg. Az egyes rész becslés térképeket<br />
89
Szabó – Pásztor – Bakacsi – Tar – Szalai – Mikus – Németh<br />
megbízhatóságuk alapján súlyozva összegeztük, ezzel elıállítva kritériumonként egy<br />
teljesülési valószínőségi térképet. Ezen térképek lekérdezése szolgáltatja az adott kritériumra<br />
vonatkozó eredmény térképet; a P(kritérium teljesülése, x) ≥ ½ valószínőségő<br />
cellákat a THÉT kritériumot kielégítıként kategorizáltuk és vica versa.<br />
90<br />
2. ábra Talajtulajdonságra vonatkozó kritérium teljesülésének valószínőségi térképe<br />
Eredmények<br />
Az egyes hátrányos talaj és klimatikus jellemzık, valamint a 15%-nál meredekebb<br />
területek térképeinek uniójával elıállítottuk az összes hátrányos jellemzıt egyesítı<br />
országos térképet (3. ábra). A következı lépésben a valamennyi hátrányos jellemzıt<br />
tartalmazó térképet összevetettük a vetítési egységeket jelentı MePAR fizikai blokkokkal<br />
(adminisztratív lehatárolás), melyek a LAU-2 szintnél részletesebb lehatárolási<br />
eredményt tettek lehetıvé. Azt a fizikai blokkot tekintettük az eredmény szempontjából<br />
kedvezıtlen adottságúnak, amelyet az összes hátrányos jellemzıt tartalmazó térkép<br />
66%-ban, vagy annál nagyobb mértékig érintett. Mivel a MePAR fizikai blokkokon<br />
belül elkülönítetten szerepelnek a mezıgazdasági támogatásokra jogosító területek,<br />
ezért egyszerően számolható és jeleníthetı meg a fenti kritériumoknak megfelelı egységek<br />
mezıgazdasági területe. Az eredményül kapott összes THÉT jogosult mezıgazdasági<br />
terület a lehatárolási munka konkrét végeredménye.<br />
Az európai kritériumrendszer kiegészítésére javasoltuk a talajsavanyúság paraméter<br />
mint THÉT kritérium szerepeltetését, mivel a talajok savanyodása, a magyarországi<br />
talajdegradáció egyik legfontosabb oka, közel 1,5 millió ha mezıgazdasági területet érint<br />
különbözı mértékben. Ezért a Bizottsági biofizikai kritériumainak kiegészítési javaslat<br />
megalapozásaként, amely a savanyúság rész-kritérium kémiai tulajdonságok kritériumon<br />
belül használatáról szólna, térképi szimulációt végeztünk a savanyúság rész-kritérium<br />
területi elhatárolására vonatkozóan két terhelési határérték mellett.
Természeti hátrányokkal érintett területek lehatárolása ...<br />
3. ábra Az összes biofizikai kritérium teljesülését bemutató országos térkép<br />
Az Európai Unió Bizottsága által meghatározott biofizikai paraméterek alapján elvégzett<br />
munka a Természeti Hátrányokkal Érintett Területek jelenlegi viszonyok közötti<br />
lehetséges legpontosabb területi lehatárolását biztosítja, szemben a korábbiakban<br />
alkalmazott ökonómiai szempontokat is figyelembe vevı jelentıs mértékben torzító<br />
hatású KAT 19. cikkely szerinti lehatárolással. A lehatárolás eredményeként tudományos<br />
megalapozottságú, szakmai szempontrendszer alapján mindazon magyarországi<br />
területek megjelennek a Természeti Hátránnyal Érintett Területek jogcímre jogosult<br />
területként, amelyek esetében a gyakorlati tapasztalatok eddig is alátámasztják a természeti<br />
hátrányok okozta korlátokat és ezáltal megteremtıdik a lehetısége ezen területek<br />
arányos kompenzálásának.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A térképi szimulációkat lehetıvé tevı kutatási projektet az Új <strong>Magyar</strong>ország Fejlesztési<br />
Program finanszirozta. Az adatbázis építés korábbi munkálatai, illetve számos korábbi<br />
alkalmazás kidolgozása többek közt a K60896, NK73183 OTKA pályázatok<br />
keretében történt. Külön köszönettel tartozunk Matus Juditnak, Laborczi Annamáriának,<br />
Vass-Meyndt Szilviának és Krammer Zitának.<br />
Irodalom<br />
COMMISSION OF THE EUROPEAN COMMUNITIES (2009). Towards a better targeting of the aid to<br />
farmers in areas with natural handicaps COM(2009) 161, Brussels.<br />
GOODCHILD, M.F., SHORTRIDGE, A.M., FOHL, P. (1999). Encapsulating simulation models with<br />
geospatial data sets. In: Lowell K. and Jaton A. (eds.) Spatial accurary assessment: Land<br />
information uncertainty in natural resources, Ann Arbor Press, 131-138.<br />
91
Szabó – Pásztor – Bakacsi – Tar – Szalai – Mikus – Németh<br />
ISAAKS, E.H., SRIVASTAVA, R.M. (1989). An Introduction to Applied Geostatistics. Oxford<br />
Univ. Press, New York, Oxford.<br />
KREYBIG, L. (1937). The survey, analytical and mapping method of the Hungarian Royal<br />
Institute of Geology (in Hungarian and German). M. Kir. Földtani Intézet Évkönyve, 31,<br />
147–244.<br />
KREYBIG, L. (1946). Natural conditions of Hungary and agricultural production. (In Hungarian).<br />
<strong>Magyar</strong> Mezıgazdasági Mővelıdési <strong>Társaság</strong> kiadása, Budapest, 384 p.<br />
LEE, G. S., LEE, K. H. (2006). Application of fuzzy representation of geographic boundary to<br />
the soil loss model Hydrol. Earth Syst. Sci. Discuss, 3, 115-133.<br />
MARINONI, O. (2003). Improving geological models using a combined ordinary-indicatorkriging<br />
approach. Engineering Geology, 69, 37-45.<br />
PÁSZTOR, L., SZABÓ, J., BAKACSI, ZS. (2010). Digital processing and upgrading of legacy data<br />
collected during the 1:25 000 scale Kreybig soil survey. Acta Geodaetica et Geophysica<br />
Hungarica 45, 127-136.<br />
VAN ORSHOVEN, J., TERRES, J. M., ELIASSON, A. (2008). Common bio-physical criteria to<br />
define natural constraints for agriculture in Europe. Definition and scientific justification for<br />
the common criteria. JRC Scientific and Technical Report, EUR 23412 EN.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2005). Soil survey and soil monitoring in Hungary. In R. J. A. Jones,<br />
Housková, B., Bullock, P., Montanarella, L. (eds.) Soil Resources of Europe, 169–179. ESB<br />
Research Report No. 9. (2 nd ed.). JRC, Ispra.<br />
WANG, F., HALL, G. B. (1996). Fuzzy representation of geographical boundaries in GIS, Int. J.<br />
Geographic Information System, 10 (5), 573–590.<br />
92
SZEGED KÜLVÁROSI, KERTI TALAJAINAK<br />
OSZTÁLYOZÁSA<br />
Szolnoki Zsuzsanna, Farsang Andrea, Puskás Irén<br />
Szegedi Tudományegyetem, Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
e-mail: szolnokizsuzsi@earth.geo.u-szeged.hu<br />
Összefoglalás<br />
A városi talajok ismérve, hogy azok összetételükben, fizikai, kémiai és biológiai tulajdonságaikban<br />
is eltérnek a városokat körülvevı, természetes talajoktól. A mőtermékek (artefacts) menynyisége<br />
és összetétele, valamint mélységi megjelenése határozza meg a városi kerti talajok<br />
sajátos minısítıinek (prefix, suffix) körét, valamint azt, hogy a WRB talajosztályozási rendszer<br />
szerint a természetes talajok közé, vagy a Technosolok ill. Anthrosolok csoportjába tartoznak.<br />
Azokon a városrészeken, ahol a talaj hagyományosan városi funkciói mellett a talaj növénytermesztési<br />
funkciója is megjelenik (külvárosi kiskertek), a talajok módosulnak a fokozott<br />
szervesanyag-utánpótlás, öntözés, talajforgatás stb. következtében is.<br />
Munkánk során Szeged egy külvárosi, jellemzıen kiskertes, családi házas beépítéső városrészének,<br />
mint a város ”pufferzónájának” talajait vizsgáltuk és értékeltük a kertekben feltárt<br />
szelvények elemzésével és osztályozásával. Célunk annak bemutatása, hogy ezen, a természetes<br />
és erısen antropogén hatás alatt álló belvárosi (technogén) talajok közötti átmeneti zónában<br />
melyek a talajok jellemzı tulajdonságai, a talajtani besorolásukat meghatározó bélyegei.<br />
Summary<br />
Urban soils differ from natural soils around the cities due to their composition, special physical,<br />
chemical and biological characteristics. The kind and degree of the anthropogenic effect on the<br />
urban soils determine, on the one hand, the right prefix and suffix qualifiers, on the other hand, the<br />
adaptable ones (natural soils or Antrosols, Technosols) of soil groups in the WRB. The garden<br />
soils having both traditional urban functions and cultivation in peripheral zone of the city have<br />
been modified owing to intensive organic matter supplement, irrigation and soil rotation.<br />
During our work, garden soils in the outskirt with private houses as buffer zone were investigated,<br />
evaluated and classified with the help of some profiles. Our goal is to represent the<br />
typical characteristics necessary to classification of these soil situated between natural and<br />
highly anthropogenic zones in downtown.<br />
Bevezetés<br />
A növénytermesztés és állattenyésztés elısegítése érdekében az ember folyamatosan<br />
módosította a talajokat, egyrészt a szántás, meszezés, trágyázás és mőtrágyázás révén<br />
direkt módon, másrészt a természetes talajképzı tényezık megváltoztatásával, indirekt<br />
módon. Az ember talajmódosító, talajformáló hatása mára azonban még inkább kifejezett,<br />
mint mikor az elsı talajosztályozási rendszerek kialakultak. Az utóbbi évtizedekben<br />
történt drasztikus népességnövekedés, a mezıgazdaság intenzívvé válása és kemikáliák<br />
használata, az ipari létesítmények és városi területek terjeszkedése, az infrastruktúra<br />
és a bányamővelés fejlesztése nagy területen eredményezte a talajtakaró tekintélyes,<br />
és gyakran alapos változását, így mára nélkülözhetetlen a természetes és<br />
antropogén talajok elkülönítése, osztályozása (DUDAL et al., 2002). A modern talajtan<br />
93
Szolnoki – Farsang – Puskás<br />
ma is elfogadja Dokucsajev öt talajképzı tényezıjét (a földtani, az éghajlati, a domborzati,<br />
a biológiai tényezı, valamint a talajok kora) azzal a módosítással, hogy a biológiai<br />
tényezıkbe beleérti az emberi (antropogén) hatásokat is (MICHÉLI, 2005). Így a modern<br />
talajosztályozási rendszerekbıl, mint amilyen a WRB (World Reference Base for<br />
Soil Resources), nem hiányozhatnak az emberi hatásra megváltozott és átalakult,<br />
antropogén talajok sem.<br />
A városi talajok ismérve, hogy fizikai, kémiai, és biológiai tulajdonságaikban is eltérnek<br />
a városokat körülvevı, természetes genetikájú talajoktól (BULLOCK, GREGORY,<br />
1991; NORRA, STÜBEN, 2003; PUSKÁS et al., 2008), hiszen a legtöbb városi talaj erısen<br />
módosult az intenzív használatnak és az emberi beavatkozásnak köszönhetıen<br />
(ROSSITER, 2007). A városi terület sajátos jellegzetességei a talajvízszint süllyedése, a<br />
talajfelszínek mesterséges lefedése valamint az antropogén anyagok (tégla és építkezési<br />
törmelék, különféle hulladékok, kıtörmelék, hamu) keveredése a természetes talajokkal<br />
(SCHLEUSS et al., 1998). A városi talajok nagy horizontális és vertikális változékonysága<br />
szintén az emberi tevékenységek (utak, épületek építése, talajok elhordása<br />
és késıbbi feltöltés stb.) eredménye (EFFLAND, POUYAT, 1997). SCHLEUSS et al.<br />
(1998) a németországi Eckenförde talajait vizsgálva megállapították, hogy a külsı<br />
városrész talajai igen változatos tulajdonságokkal rendelkeznek, mivel ezek természetes<br />
és antropogén anyagokat egyaránt tartalmaznak. Ellenben a belsı városrészek talajai<br />
kevésbé heterogének, mivel az itt található talajok szinte teljes egészében<br />
antropogén anyagokból tevıdnek össze.<br />
Az egyik szélsıség, amivel városi területen találkozhatunk a teljes egészében<br />
antropogén talajok, melyek kialakulásában az emberi tevékenység volt a meghatározó,<br />
ugyanakkor városi területeken is találkozhatunk természetes vagy közel természetes<br />
állapotú talajokkal is (LEHMANN, STAHR, 2007; ROSSITER, 2007). A<br />
nagyvárosokban ezek a természetes talajok már csak foltokban találhatók meg, és<br />
arányuk a belvárostól a külvárosi területeken át a vidéki területek felé fokozatosan<br />
növekszik (EFFLAND, POUYAT, 1997). Ez különösen érvényes Szeged városára,<br />
ahol az 1879-es árvízkatasztrófát követıen a város térszínét jelentısen megemelték,<br />
és így mára a belváros területén, a feltöltésnek köszönhetıen, fıként az erısen<br />
technogén eredető Technosol talajok jellemzıek (PUSKÁS, FARSANG, 2009). Azonban<br />
a külvárosi területeken, ahol a talaj tipikusan városi funkciói mellett (utak,<br />
épületek, közlekedés stb.) a talaj növénytermesztési funkciója is megjelenik, a talajok<br />
módosulnak a fokozott szervesanyag-utánpótlás, talajforgatás, öntözés stb. következtében<br />
is. Ez a kettısség érvényes a külvárosi kertekre, amelyek így nem csak<br />
térben állnak a természetes és az erısen technogén, belvárosi talajok között. Mivel<br />
a hazai, genetikus és talajföldrajzi alapokon nyugvó osztályozási rendszerünk nem<br />
teszi lehetıvé az antropogén hatásokra megváltozott és átalakult talajok osztályozását,<br />
ezért kézen fekvı volt számunkra, hogy a városi kerti talajok osztályozásánál a<br />
nemzetközi korrelációs talajosztályozási rendszert, a Világ Talaj Referenciabázist<br />
(World Reference Base for Soil Resources, WRB) válasszuk. Így céljaink a fentiek<br />
alapján a következık:<br />
- Megvizsgálni, hogy a Szeged ”pufferzónájában” elhelyezkedı kiskerti talajokat<br />
érı antropogén hatás milyen mértékben módosítja e talajok tulajdonságait, talajtani<br />
besorolásukat meghatározó bélyegeit.<br />
94
Szeged külvárosi, kerti talajainak osztályozása<br />
- A szelvények helyszíni vizsgálata, valamint a szükséges laborvizsgálatok elvégzése<br />
után az egyes kerti szelvények besorolása a WRB talajosztályozási rendszerbe.<br />
Anyag és módszer<br />
A városi, kerti talajok vizsgálatának színhelyéül Szeged egy külvárosi, jellemzıen<br />
kiskertes, családi házas beépítéső területét, Baktót választottuk. Szeged-Baktó a város<br />
ÉK-i részén, a körtöltésen kívül helyezkedik el. Mivel az 1879-es árvízkatasztrófát<br />
követı árvízi védekezés részeként csak a város körtöltésen belüli részét emelték meg<br />
(ANDÓ, 1979), így a körtöltésen kívül elhelyezkedı Baktó területén valóban a kertmővelés<br />
és lokális antropogén tevékenységek talajmódosító hatásait tanulmányozhatjuk.<br />
Baktó eredeti talaja réti csernozjom, melyen az 1930-as évektıl kezdıdıen folyik kiskertes<br />
mővelés. A kertvárosi övezetben öt, elkülönült kertben történt talajszelvény<br />
feltárás 2010 nyarán (1. ábra). A feltárt talajszelvények leírása és helyszíni vizsgálata<br />
mellett a talajszelvények szintjeibıl vett talajminták laboratóriumi analízisét is elvégeztük,<br />
hogy a szelvények WRB besorolása mellett a városi kerti talajok sajátságairól<br />
is információt szerezzünk. A szelvények helyszíni vizsgálatánál a Guidelines For Soil<br />
Description (FAO, 2006) volt iránymutató, míg a szelvények besorolása a WRB 2006<br />
(FAO et al., 2006) alapján történt. Az alkalmazott laboratóriumi vizsgálatok és módszerek<br />
a következık:<br />
- Kémhatás [pH (H 2 O)]<br />
- Karbonát-tartalom (Scheibler-féle Kalciméterrel)<br />
- Arany-féle kötöttségi szám<br />
- Humusz % (kénsavas, kálium-dikromátos oxidációval)<br />
- Vízben oldható összes sótartalom (konduktometria)<br />
- Kiegészítı vizsgálatként: 0,5 M NaHCO 3 -oldható foszfor (P 2 O 5 )<br />
1. ábra: A feltárt szelvények elhelyezkedése<br />
95
Szolnoki – Farsang – Puskás<br />
Eredmények és értékelésük<br />
A Szeged külvárosában, Baktón feltárt kerti szelvények vizsgálata során igen változatos<br />
kép tárul elénk, hiszen vannak közel természetes állapotú szelvények (I. és V. szelvény),<br />
de találkozhatunk talajszerő anyagokkal feltöltött, ”vegyes” szelvényekkel is<br />
(II., III., IV. szelvény), ami a kertek használatának sokszínőségébıl, mozaikosságából<br />
következik.<br />
<strong>Talajtani</strong> alaptulajdonságok értékelése<br />
A talajminták döntı többségének fizikai félesége az Arany-féle kötöttségi szám alapján<br />
homokos-vályog, vályog, agyagos-vályog, de van olyan szelvény, melyet 35 cm vastagságban<br />
homokkal töltöttek fel. A kerti szelvények kémhatása a gyengén lúgostól a<br />
lúgos tartományig terjed [pH (H 2 O)=7,83-9,12], és szelvény menti lefutása a karbonáttartaloméhoz<br />
hasonló mintázatot mutat. A közel természetes állapotú szelvényekben a<br />
kémhatás a mélységgel fokozatosan növekszik, viszont azokban a szelvényekben, amelyek<br />
feltöltést is tartalmaznak, a kémhatás lefutása rapszodikus. Ennek magyarázata,<br />
hogy a feltöltés rétegeinek szénsavas mésztartalma is ingadozó. A kerti talajok felszíni<br />
szintjeiben megnövekedett, helyenként igen magas humusztartalommal találkozhatunk,<br />
ami a kertek mővelésének, a szerves anyagok (konyhai, kerti hulladékok, szerves trágyák)<br />
hosszú idın keresztül történı talajba keverésének a következménye. Azonban a<br />
kerti talajokban az antropogén hatást nem csak a humusztartalom felszíni szintben való<br />
megnövekedésével, a felszíni szintek átkeveredésével tanulmányozhatjuk, hiszen a<br />
humusz koncentráció szelvény menti eloszlása is kiválóan indikálja az emberi beavatkozást.<br />
A közel természetes, feltöltést nem tartalmazó szelvényekben ugyanis a humusz<br />
koncentráció szelvény menti eloszlása a természetes talajokra jellemzı, a mélységgel<br />
fokozatosan csökkenı mintázatot mutat (2. ábra).<br />
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3<br />
Mélység (cm)<br />
0-5<br />
15-20<br />
30-35<br />
45-50<br />
60-65<br />
1,2<br />
1,5<br />
1,9<br />
2,4<br />
75-80<br />
0,9<br />
90-95<br />
0,4<br />
HU%<br />
2. ábra A humusz % szelvény menti eloszlása az V. szelvényben<br />
A feltöltésbıl álló szelvényekben viszont, a humusz koncentráció szelvény menti<br />
eloszlása rapszodikus (3. ábra).<br />
96
Szeged külvárosi, kerti talajainak osztályozása<br />
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5<br />
0-5<br />
10-15<br />
3<br />
Mélység (cm)<br />
20-25<br />
30-35<br />
40-45<br />
50-55<br />
60-65<br />
1<br />
1,1<br />
2,1<br />
70-75<br />
80-85<br />
2,3<br />
HU%<br />
3. ábra A humusz % szelvény menti eloszlása a II. szelvényben<br />
Akad olyan talajszelvény is (IV.), melyet csak kis mennyiségő talajszerő anyaggal<br />
(homok) töltöttek fel, így az eredeti talaj szintjei már viszonylag kis mélységben (35 cm<br />
alatt) felismerhetık. Ebben a szelvényben a humusz koncentráció a humuszosodott ”új”<br />
felszíni szint alatt csökken, majd az eredeti talaj humuszos szintjét elérve ismét megugrik<br />
és onnan fokozatos, a természetes talajokéhoz hasonló lefutást mutat (4. ábra).<br />
Mélység (cm)<br />
0 0,5 1 1,5 2 2,5<br />
0-5<br />
2<br />
15-20<br />
0,4<br />
30-35<br />
45-50<br />
2,3<br />
60-65<br />
75-80<br />
1,8<br />
90-95<br />
105-110<br />
0,5<br />
120-125<br />
HU%<br />
4. ábra: A humusz % szelvény menti eloszlása a IV. szelvényben<br />
A talajminták vízben oldható összes só tartalma alacsony (0,01%-0,17%), a vizsgált<br />
talajok nem sósak.<br />
A feltárt szelvények osztályozása<br />
A vizsgált szelvények közül a két, feltöltést nem tartalmazó szelvény (I. és V.) nem<br />
szenvedett olyan mértékő átalakulást, hogy ezeket az antropogén talajok közé sorolhatnánk.<br />
Mindkét szelvény A szintje kielégíti a Mollic szint követelményeit (FAO et al.,<br />
2006), hiszen sötét színő, szerves anyagban gazdag, magas bázistelítettségő felszíni<br />
97
Szolnoki – Farsang – Puskás<br />
szinttel rendelkeznek (1. táblázat). A Mollic szint alatt mindkét szelvényben megtalálható<br />
a Calcic szint, így a WRB szerint az I. és V. szelvény a Chernozems referencia<br />
csoportba sorolható (5. ábra). Mindkét szelvény gilisztajáratokkal átjárt, és a Mollic<br />
szintjük is 50 cm-nél vastagabb, ezért mindkét szelvény érdemes az elıbbi miatt a<br />
Vermic elıtag és utóbbi miatt a Pachic utótag minısítı viselésére. Így a két szelvény<br />
neve a következıképpen alakul. I. és V. szelvény WRB besorolása: Calcic Vermic<br />
Chernozem (Pachic).<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
1. táblázat Az I. és V. szelvény vizsgálati eredményei<br />
Összes<br />
só (%)<br />
KA<br />
Szövet<br />
I. Szelvény<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
Humusz<br />
(%)<br />
CaCO 3<br />
(%)<br />
Nedves<br />
szín<br />
Száraz<br />
szín<br />
0-20 0,04 43 AV 7,93 3,2 2,1 10YR 3/2 2,5Y 3/2<br />
20-35 0,03 38,8 V 8,00 2,0 0,4 10YR 3/2 2,5Y 3/2<br />
35-55 0,03 44 AV 8,22 2,0 1,2 10YR 2/1 2,5Y 3/1<br />
55-70 0,03 44 AV 8,40 1,6 12,9 2,5Y 3/2 2,5Y 4/2<br />
70-90 0,03 37 HV 9,12 0,7 35,8 2,5Y 5/4 2,5Y 7/4<br />
V. Szelvény<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
Összes<br />
só (%)<br />
KA<br />
Szövet<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
Humusz<br />
(%)<br />
CaCO 3<br />
(%)<br />
Nedves<br />
szín<br />
Száraz<br />
szín<br />
0-15 0,03 37 HV 7,96 2,4 5,8 10YR 3/2 2,5Y 4/2<br />
15-30 0,02 35 HV 7,96 1,9 5,8 10YR 3/2 2,5Y 4/2<br />
30-45 0,02 38 HV 8,11 1,5 5,4 10YR 3/1 2,5Y 4/2<br />
45-65 0,03 43 V 8,26 1,2 4,2 10YR 3/1 2,5Y 3/2<br />
65-85 0,02 42 V 8,4 0,9 26,2 2,5Y 4/3 2,5Y 5/2<br />
85-100 0,02 38 HV 8,44 0,4 28,7 2,5Y5/6 2,5Y 7/6<br />
5. ábra I. és V. számú szelvény: Calcic Vermic Chernozem (Pachic)<br />
98
Szeged külvárosi, kerti talajainak osztályozása<br />
A feltöltést is tartalmazó szelvények osztályozásánál már nem ilyen egyszerő a<br />
helyzet, hiszen a WRB rendszerbe történı besorolásuk nehézkes. A feltöltött, egyértelmően<br />
antropogén szelvényeket ugyanis, egy kivételével, nem tudjuk besorolni sem a<br />
Technosols, sem az Anthrosols referencia csoportokba (e referencia csoportok foglalják<br />
magukba az erısen antropogén hatás alatt álló talajokat). A Technosols talajok kritériumait<br />
ugyanis (magas mőterméktartalom, felszíni lefedettség, technikus kemény kızet)<br />
egyik feltöltött szelvény sem elégíti ki, hiszen a feltöltés anyaga is minden esetben<br />
talajszerő anyag, így ezek a szelvények csak elenyészı mennyiségő mőterméket tartalmaznak.<br />
Az Anthrosols referencia talajcsoport kritériumai szerint az ide sorolandó<br />
talajoknak vastag (50 cm-nél vastagabb), ember által létrehozott olyan felszíni szinttel<br />
kell rendelkeznie, amely a hosszú idejő és igen intenzív agrotechnikai mővelés hatására<br />
alakult ki. Ennek a követelménynek is csak az egyik szelvény felel meg a három feltöltött<br />
szelvény közül.<br />
A II. szelvény az Anthrosols referencia csoportba tartozik, mivel 50 cm-nél vastagabb<br />
Terric szinttel (ember által létrehozott felszíni szint, mely trágya, iszap, komposzt,<br />
homok hosszú ideig történı talajba keverésének következménye) rendelkezik (6.<br />
ábra). A szelvény magas bázistelítettségő, ezért az Eutric utótag minısítı viselésére<br />
jogosult. A szelvényben a 60 cm-es Terric diagnosztikai szint alatt az eltemetett, eredeti<br />
csernozjom szelvény A szintje is megfigyelhetı (2. táblázat), amit jelezhetünk is a<br />
szelvény nevében oly módon, hogy az eltemetett talaj nevét a Thapto- jelzıvel látjuk el<br />
és zárójelben a szelvény neve mögé illesztjük. Így a II. szelvény neve a következıképpen<br />
alakul: Terric Anthrosol (Eutric) (Thapto-Chernozemic).<br />
6. ábra II. szelvény: Terric Anthrosol (Eutric) (Thapto-Chernozemic), IV. szelvény: Calcic<br />
Vermic Chernozem (Pachic, Areninovic)<br />
99
Szolnoki – Farsang – Puskás<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
2. táblázat A II. és IV. szelvény vizsgálati eredményei<br />
Összes<br />
só (%)<br />
KA<br />
Szövet<br />
II. Szelvény<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
Humusz<br />
(%)<br />
CaCO 3<br />
(%)<br />
Nedves<br />
szín<br />
Száraz<br />
szín<br />
0-25 0,03 38 V 7,95 3 4,1 10YR 3/2 10YR 3/2<br />
25-30 0,02 30 HV 8,69 1 19,9 2,5Y 5/4 2,5Y 6/6<br />
30-40 0,04 36 HV 8,56 2,1 5,0 2,5Y 3/2 10YR 3/1<br />
40-60 0,06 33 HV 8,82 1,1 14,9 2,5Y 4,3 2,5Y 5/4<br />
60-90 0,17 44 AV 8,38 2,3 2,9 10YR 2/1 10YR 2/1<br />
IV. Szelvény<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
Összes<br />
só (%)<br />
KA<br />
Szövet<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
Humusz<br />
(%)<br />
CaCO 3<br />
(%)<br />
Nedves<br />
szín<br />
Száraz<br />
szín<br />
0-15 0,01 27 H 7,83 2 3,8 2,5Y 3/2 2,5Y 5/2<br />
15-35 0,01 27 H 8,13 0,4 3,4 2,5Y 4/3 2,5Y 6/3<br />
35-60 0,03 34 HV 8,14 2,3 2,1 10YR 3/2 2,5Y 4/2<br />
60-90 0,03 35 HV 8,4 1,8 4,6 10YR 3/2 2,5Y 4/2<br />
90-110 0,02 34 HV 8,86 0,5 23,9 2,5Y 5/6 2,5Y 7/4<br />
110-130 0,03 34 HV 8,85 0,5 24,8 2,5Y 6/6 2,5Y 7/3<br />
A IV. szelvényben, melyet csak kis mennyiségő homokkal töltöttek fel, az eredeti talaj<br />
szintjei már 35 cm-es mélység alatt felismerhetık (6. ábra). Mivel az eltemetett talaj feletti<br />
új anyag (homok) vastagsága nem éri el az 50 cm-t, a WRB szabályai szerint az eltemetett<br />
talajt kell osztályoznunk. Az eltemetett talaj A szintje (35-90 cm) kielégíti a Mollic szint<br />
követelményeit, mely alatt egy Calcic szint is megfigyelhetı (2. táblázat), így a szelvény a<br />
Chernozems referencia csoportba sorolható. A szelvény gilisztajáratokkal átjárt, és a Mollic<br />
szint is vastagabb 50 cm-nél, tehát a szelvény a Vermic elıtag és Pachic utótag minısítıt<br />
kapja. A Novic utótag minısítıvel jelezhetjük azt, hogy az általunk osztályozott talaj felett<br />
új anyag (esetünkben homok) is található. Tehát a IV. szelvény neve a következı: Calcic<br />
Vermic Chernozem (Pachic, Areninovic).<br />
3. táblázat A III. szelvény vizsgálati eredményei<br />
III. Szelvény<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
Összes<br />
só (%)<br />
KA<br />
Szövet<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
Humusz<br />
(%)<br />
CaCO 3<br />
(%)<br />
Nedves<br />
szín<br />
Száraz<br />
szín<br />
100<br />
0-25 0,02 37 HV 7,76 3,7 4,6 10YR 2/1 10YR 4/2<br />
25-35 0,02 35 HV 8,19 1,7 14,5 10YR 4/2 2,5Y 5/2<br />
35-60 0,02 30 HV 8,72 0,8 25,7 10YR 5/4 2,5Y 6/3<br />
60-90 0,04 36 HV 8,38 2,2 7,5 10YR 2/1 10YR 4/2<br />
A III. szelvény magas szervesanyag-tartalmú, magas bázistelítettségő felszíni szinttel<br />
rendelkezik (3. táblázat), melynek NaHCO 3 -oldható foszfor tartalma is magas (P 2 O 5 =203,3<br />
mg/kg), így ez a felszíni szint kielégíti a Hortic diagnosztikai szint kritériumait. A Hortic<br />
szint olyan sötét színő, magas szerves anyag tartalmú és magas bázistelítettségő felszíni<br />
szint, mely az intenzív trágyázás, mővelés, szerves maradványok és egyéb állati vagy emberi<br />
hulladékok talajba keverésének következményeként alakul ki. Mivel a szelvényben a<br />
Hortic szint csak 25 cm vastag (3. táblázat), ezért a szelvényt a Cambisols referencia csoportba<br />
(fiatal talajok, melyeken a talajképzıdés csupán kezdeti jelei mutatkoznak) sorolhatjuk.<br />
A szelvényben a Hortic szint alatt egyéb antropogén réteg, valamint az eltemetett ere-
Szeged külvárosi, kerti talajainak osztályozása<br />
deti talaj is megfigyelhetı (7. ábra). A magas szénsavas mésztartalmú antropogén réteg jól<br />
elkülönül színbeli és szerkezetbeli különbözısége miatt (lithological discontinuity), így a<br />
szelvény a Ruptic valamint a Calcaric utótag minısítıt kapja. A III. szelvény neve: Hortic<br />
Cambisol (Calcaric, Ruptic) (Thapto-Chernozemic).<br />
7. ábra III. szelvény: Hortic Cambisol (Calcaric, Ruptic) (Thapto-Chernozemic)<br />
Következtetések<br />
A feltárt kerti szelvények vizsgálata során képet kaptunk arról, hogy a külvárosi területeken<br />
a talajok módosulnak a kertmővelés hatására, ugyanakkor az antropogén hatás<br />
mértéke jóval kisebb, és más jellegő, mint a belvárosi területeken. Ezért Szeged<br />
pufferzónájában találkozhatunk közel természetes állapotú talajokkal, melyek csak<br />
olyan mértékő módosulást szenvedtek (felszíni szintek átkeverése, magas<br />
szervesanyagtartalom), ami nem teszi indokolttá e talajok antropogén talajcsoportba<br />
sorolását. Ugyanakkor találkozhatunk talajszerő anyagokkal feltöltött, teljes egészében<br />
antropogén szelvényekkel is. A feltárt szelvények változatossága jól jelzi azt, hogy a<br />
városi talajok vertikálisan és horizontálisan is igen heterogének, és ez a változatosság a<br />
külvárosi kertek esetében is megjelenik. Példát találhatunk itt közel természetes állapotú<br />
Chernozem talajokra, (Vermic, Calcic Chernozems), fiatal, antropogén felszíni<br />
szinttel rendelkezı Cambisol talajra (Hortic Cambisol), valamint vastag, ember által<br />
létrehozott felszínő Anthrosol talajra (Terric Anthrosol) is.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ANDÓ, M. (1979). Szeged város település-szintje és változásai az 1879. évi árvízkatasztrófát<br />
követı újjáépítés után. Hidrológiai Közlöny, 6, 274-276.<br />
BULLOCK, P., GREGORY, P.J. (1991). Soils in the Urban Environment. Blackwell, Oxford.<br />
DUDAL, R., NACHTERGAELE, F.O., PURNELL, M.F. (2002). The human factor of soil formation.<br />
Trans-actions 17 th World Congress of Soil Science, WCSS, Bangkok. Symposium 18.Vol.,<br />
II., paper 93.<br />
101
Szolnoki – Farsang – Puskás<br />
EFFLAND, W., POUYAT, R.V. (1997). The genesis, classification, and mapping of soils in urban<br />
areas. Urban Ecosystems, 1, 217-228.<br />
FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) (2006). Guidelines for soil<br />
description, Roma, ISBN: 92-5-105521-1.<br />
FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations), IUSS (International Union of<br />
Soil Sciences), ISRIC (International Soil Reference and Information Centre) (2006). World<br />
reference base for soil resources. A framework for international classification, correlation<br />
and communication, Rome, Italy. ISBN: 92-5-105511-4<br />
(http://www.fao.org/ag/Agl/agll/wrb/doc/wrb2006final).<br />
LEHMANN, A., STAHR, K. (2007). Nature and significance of anthropogenic urban soils. Journal<br />
of Soil and Sediments, 7, 247-260.<br />
MICHÉLI, E. (2005). A talajosztályozás fejlıdése és helyzete a 21. században. In STEFANOVITS,<br />
P., MICHÉLI E. (szerk.) A talajok jelentısége a 21. században. MTA Társadalomkutató Központ,<br />
Budapest, 309-327.<br />
NORRA, S., STÜBEN, D. (2003). Urban soils. Journal of Soils and Sediments, 3, 229-23.<br />
PUSKÁS, I., FARSANG, A. (2009). Diagnostic indicators for characterizing urban soils of Szeged,<br />
Hungary. Geoderma, 148, 267-281.<br />
PUSKÁS, I., PRAZSÁK, I., FARSANG, A., MARÓY, P. (2008). Antropogén hatásra módosult fizikai,<br />
kémiai és biológiai tulajdonságok értékelése Szeged és környéke talajaiban. Agrokémia és<br />
Talajtan, 57 (2), 261-280.<br />
ROSSITER, D. G. (2007). Classification of Urban and Industrial Soils in the World Reference<br />
Base for Soil Resources. Journal of Soil and Sediments, 7, 96-100.<br />
SCHLEUSS, U.,WU, Q., BLUME, H.P. (1998). Variability of soils in urban and periurban areas in<br />
Northern Germany. Catena, 33, 255-270.<br />
102
VÁLTOZÓ TALAJAINK
HASZNÁLT HÉVÍZ SZIKKADÁS HATÁSÁRA<br />
BEKÖVETKEZİ DEGRADÁCIÓ A TALAJ-<br />
TALAJVÍZ RENDSZERBEN ALFÖLDI<br />
MINTATERÜLETEN<br />
Balog Kitti 1 , Farsang Andrea 1 , Czinkota Imre 2<br />
1 Szegedi Tudományegyetem, Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
2 Szent István Egyetem, <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: kit@geo.u-szeged.hu<br />
Összefoglalás<br />
A talajok degradációját elıidézı antropogén hatások közül munkánkban egy termálfürdıbıl<br />
kikerülı csurgalék hévíz földmedrő csatornában való elvezetése kapcsán fellépı talajtani hatásokkal<br />
foglalkoztunk. A mintaterületen elıforduló réti csernozjom, kilúgozott csernozjom és<br />
réti szolonyec talajokon vizsgáltuk a hévízszikkadás hatására létrejövı változásokat a pH, öszszes<br />
sótartalom és NaS% tekintetében. Kutatásunk eredményeképpen megállapítottuk, hogy a<br />
mintaterületen a talaj lúgosodása és a sófelhalmozódás volt a jellemzı folyamat. Talajtípusonként<br />
ezen hatások megjelenésének mértékében és a szelvényeken belüli eloszlásban volt különbség.<br />
A szikességet jelzı NaS% értékei nem érték el a káros 5 %-os határt. A Na + megkötıdésének<br />
további jellemzésére adszorpciós izotermákat mértünk, illetve szerkesztettünk talajtípusonként<br />
és szintenként. Így megadtuk a használt hévizek szikkadása esetén a különbözı talajokban<br />
adszorpciót indukáló Na + -koncentráció tartományokat és a szelvény szintjeiben maximálisan<br />
adszorbeálható Na + mennyiségét.<br />
Summary<br />
Out of anthropogenic impacts generating degradation processes in soils we have investigated<br />
waste thermal water of a spa, discharged to surface waters through uninsulated ground channels,<br />
in relation to effects on the soil. In the case of soils on the sample plot (meadow chernozem<br />
and meadow solonetz - according to Hungarian genetic classification), alterations in the<br />
values of pH, total salt content and NaS% due to sewage thermal water seepage were studied.<br />
As a result of our research it can be concluded that on the sample area, alkalization and salt<br />
accumulation were the typical process refer to soil. Amongst soil types, in the rate of appearance<br />
of these effects and in the distribution within the profiles were different. The NaS% values<br />
indicating sodicity did not reach the risky limit (5 %). Adsorption isotherms were measured and<br />
devised refer to each horizon of the different soil types on the sample plot in order to characterize<br />
exactly the further adsorption of the Na + originating from seeping thermal water. So we<br />
could determine a Na + concentration range of waste water inducing adsorption in adjacent soils<br />
off different types and the maximum amount of the adsorbable Na + in each horizons of the profiles.<br />
Bevezetés<br />
Hazánkban a kedvezı geotermikus adottságoknak köszönhetıen nagy mennyiségben<br />
(120 millió m 3 /év; SZANYI et al., 2009) termelhetı ki a változatos hasznosítási módoknak<br />
eleget tevı „zöld energiaforrás”, a hévíz. Kutatásunk során a cserkeszılıi termál-<br />
105
Balog – Farsang – Czinkota<br />
fürdıben gyógyászati célra használt, így visszasajtolásra alkalmatlanná vált termálvíz<br />
földmedrő csatornában való szikkadásának környezetünkre kifejtett hatását vizsgáljuk<br />
a talaj – talajvíz rendszerben.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Mintaterület<br />
A Tiszazug kistájhoz tartozó cserkeszılıi mintaterület (1. ábra, 1. táblázat) 83-95 mBf<br />
magasságú, ártéri szintő hordalékkúp síkságon fekszik, ahol holocén öntésképzıdmények<br />
a jellemzıek.<br />
106<br />
1. ábra A cserkeszılıi vizsgált terület mintapontjainak térbeli elhelyezkedése<br />
1 t - 3 t: réti csernozjom, 4 t-5 t: kilúgozott csernozjom, 6 t: réti szolonyec<br />
Meleg, száraz éghajlatú terület, ariditási indexe 1,3 körüli. Az évi napsütéses órák<br />
száma 2050, a csapadék mennyisége az 550 mm-t sem éri el. A talajvíztükör jellemzı<br />
szintje 4 m. Kémiai jellegét tekintve Ca-Mg-HCO 3 -os (MAROSI, SOMOGYI, 1990). A<br />
terület talajtípus szempontjából nagyfokú mozaikosságot mutat. A mintaterületen három<br />
fı talajtípus található: réti csernozjom, kilúgozott csernozjom és réti szolonyec (a<br />
magyar genetikai osztályozás szerint) (AGROTOPOGRÁFIAI TÉRKÉP, 1979). A környezı<br />
területek mezıgazdasági hasznosítás alatt állnak. Cserkeszılı határában a földmedrő<br />
csatorna 9,5 km hosszan kanyarog, míg végül a Körösbe jut. A szigetelés hiánya miatt<br />
ennek teljes hosszában szikkadás történik. A hőtıtó szerepét egy eredetileg szikes területen<br />
lévı “Fertı” látja el (1. B ábra).
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció...<br />
1. táblázat A cserkeszılıi vizsgált terület mintapontjainak térbeli elhelyezkedése és jellemzése<br />
EOV koordináták<br />
Mintaszám<br />
X<br />
Y<br />
Leírás<br />
1 v 738557 169376 használt termálvíz a földcsatornába folyáskor<br />
2 v 738522 169298 a földcsatorna vize (termálvíz), a befolyástól 75 m-re<br />
1t, 3 v 738538 169318 talajfurat a csatornától 10 m-re és a hozzá tartozó talajvíz<br />
2 t, 4 v 738586 169300 talajfurat a csatornától 25 m-re és a hozzá tartozó talajvíz<br />
3 t, 5 v 738621 169290<br />
talajfurat a csatornától 50 m-re (kontroll) és a hozzá tartozó<br />
talajvíz<br />
4 t, 6 v 738473 169209 talajfurat a csatornától 10 m-re és a hozzá tartozó talajvíz<br />
7 v 738476 169207 a földcsatorna vize (termálvíz), a befolyástól 360 m-re<br />
5 t, 8 v 738450 169226<br />
talajfurat a csatornától 50 m-re (kontroll) és a hozzá tartozó<br />
talajvíz<br />
6 t, 9 v 737990 167781 talajfurat a hőtıtótól 10 m-re és a hozzá tartozó talajvíz<br />
Módszer<br />
Terepi munkánk során a használt hévíz, a csatornában folyó víz, a talajvíz, illetve a<br />
talaj mintázására került sor. A talajfuratokat minden esetben talajvízig mélyítettük<br />
Eijkelkamp spirál talajfúró segítségével és 20 cm-enként győjtöttünk talajmintát. A<br />
talajvízbıl a nyugalmi vízszint beállta után mintákat vettünk, amiket a vizsgálatok<br />
megkezdéséig hőtve tároltunk.<br />
Laboratóriumban a szikesedést indikáló paramétereket vizsgáltuk. A vizek pHjának<br />
és a talajok pH(H 2 O)-jának meghatározása a MSZ-08-0206/2:1978 alapján történt.<br />
Az összes só % kiszámítását a MSZ-08-0206-2:1978 szerint a talajpaszta és a<br />
talajvíz elektromos vezetıképességének mérése alapján végeztük. A Na% * számításához<br />
a talajvízbıl, a NaS% ** számításához pedig talajkivonatokból mértük a kationok<br />
(Ca 2+ , Mg 2+ , Na + , K + ) koncentrációját.<br />
A talaj káros anyag tompító képességének egyik tényezıjét adszorbeáló képessége<br />
adja. A különbözı anyagok adszorpciós affinitása az adszorpciós izotermákkal jellemezhetı<br />
legjobban, amelyek adott hımérsékleten a talajon megkötött mennyiség és a<br />
vizsgált anyag egyensúlyi oldatkoncentrációja közötti kapcsolatot adják meg<br />
(SZEGVÁRI et al., 2003). A fizikai talajdegradáció és szikesedés szempontjából a megkötött<br />
Na + és a Mg 2+ mennyisége bír kiemelt jelentıséggel. A Na + -adszorpcióra vonatkozó<br />
modellkísérlet során 200, 400, 500, 600, 800, 1000 mg/l koncentrációjú NaCl<br />
kísérleti oldat 100 ml-ével kezeltük a szintenként kiválasztott, csatornaközelben vett<br />
talajminták 5 g-ját, háromszori ismétléssel. 3 órán keresztül 23 °C-on történt a<br />
talajszuszpenziók rázatása. Az adszorpciós egyensúly beállta után a fázisokat szőréssel<br />
szétválasztottuk. Ezután Induktív Csatolású Plazma Optikai Emissziós Spektrométerrel<br />
* Na%: A Na + többi kicserélhetı kationhoz viszonyított részaránya. A vizek szikesítı hatásának<br />
jellemzésére használt indexszám. Kiszámítása: Na%= (c Na /(c Ca +c Mg +c Na +c K ))*100, ahol c x az<br />
adott ion koncentrációja.<br />
** NaS%: A Na + - mint kicserélhetı bázis - mennyisége az S-érték %-ában. A talajok szikesedésének<br />
mértékét jellemzi. Kiszámítása: NaS%=(c Na (mgeé/100 g)/S-érték (mgeé/100 g)*100. Az<br />
S-érték pedig a kicserélhetı bázisok összes mennyiségét jelenti.<br />
107
Balog – Farsang – Czinkota<br />
mértük az adszorptívum Na + -koncentrációját, ami az egyensúlyi koncentrációt adta<br />
meg. A mért eredményekbıl számoltuk az egységnyi talajtömegre jutó adszorbeált Na +<br />
mennyiségét (q):<br />
q = (V / m) * (c 0 -c e )<br />
ahol V az oldattérfogat, m az adszorbens tömeg, c 0 a kezdeti és c e az egyensúlyi Na +<br />
koncentráció (FILEP, FÜLEKY, 1999). Az adszorpciós izotermák felvételéhez az egyensúlyi<br />
oldat Na + koncentrációját ábrázoltuk az egységnyi talajon megkötött Na + mennyiségének<br />
függvényében Microcal Origin 6.0 adatelemzı és -megjelenítı szoftver segítségével.<br />
Az így kapott pontokra módosított Langmuir izotermákat illesztettünk:<br />
y= a * k * c e / (1 + k * c e ) – e<br />
ahol y a felületi koncentráció, a a telítési felületi koncentráció, k a kötési erıre jellemzı<br />
állandó, c e az egyensúlyi koncentráció, e a felületen eredetileg levı koncentráció<br />
(FILEP, 1988). Ily módon számítottuk a vizsgált talajtípusok szintjeire vonatkozó adszorpciós<br />
paramétereket. A Langmuir-egyenlet alkalmazásának elınye, hogy a maximálisan<br />
adszorbeálható anyag mennyisége az izoterma egyenletébıl meghatározható<br />
(SZEGVÁRI et al., 2003). Az egyenesek illesztése után a meredekségekbıl, a tengelymetszetekbıl,<br />
és az izoterma extrapolációjából számított paramétereket a 3. ábrán tüntettük<br />
fel.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A vizsgált területet elemzés szempontjából 3 részre tagoltuk. A csatorna felsı szakasza<br />
melletti 3 talajfurat réti csernozjom. A középsı szakasz melletti 2 furat inkább a kilúgozott<br />
csernozjom talajok bélyegeit viseli. Mivel a vizsgált terület mintapontjai közel<br />
helyezkednek el egymáshoz (300 m-en belül) klimatikus különbség nem igazolná ezen<br />
talajok más irányú kifejlıdését, emellett a jellemzı csapadékmennyiség sem indokolná<br />
a kilúgzást. Ez a folyamat a csatornából oldalirányba és lefelé szivárgó víztöbblet hatásának<br />
tulajdonítható. Az alsó szakasz mintapontja a hőtıtó mellett található, réti<br />
szolonyec talajtípusba tartozik. Megállapítható, hogy Cserkeszılın a magas sótartalmú<br />
(> 500 mg/l) (DARAB, FERENCZ, 1969) és Na %-ú (>95 %) (28/2004 KvVM rendelet)<br />
szikkadó használt hévíz megnöveli a csatorna közelében mind a talajvíztükör szintjét<br />
(pl: 110 cm -> 83 cm), mind pedig a talajvíz só-koncentrációját (2431 mg/l -> 3032<br />
mg/l) és a többi kicserélhetı kationhoz viszonyított Na + -arányát (54,53 % -> 95,08 %),<br />
ami fıleg a középsı szakaszon szembetőnı (2. táblázat). A talajvíz eredeti Ca-Mg-<br />
HCO 3 -os jellege (MAROSI, SOMOGYI, 1990) a nagy Na + -tartalmú szivárgó víz hatására<br />
a legtöbb vízminta esetében a Ca-Na-HCO 3 -os kémiai típusba sorolódik át, a csatorna<br />
középsı szakaszán a meder közelében pedig teljes egészében a szikkadó használt hévíz<br />
Na-Mg-HCO 3 -os karakterisztikáját veszi fel. Ebben a kiemelt pontban a Na + -hatás<br />
mellett a szikadásból származó Mg 2+ -ok hatása is elıtérbe kerül.<br />
A csatorna körüli különbözı genetikai típusú talajok mindegyikében megfigyelhetı<br />
sófelhalmozódás a szelvények különbözı szintjeiben (2. ábra). A felsı szakaszon<br />
gyenge sófelhalmozódás tapasztalható az A-szintben, a középsı szakaszon szintén<br />
gyenge sófelhalmozódás a talajvíztükör feletti talajrégióban, az alsó szakaszon pedig<br />
közepes a C-szintben.<br />
108
2. táblázat A cserkeszılıi vízminták vizsgálati eredményei (felsı szakasz: 1 v-5 v, középsı szakasz: 6 v-8 v, alsó szakasz: 9 v)<br />
Vízminta<br />
típus<br />
Mintaszám<br />
pH<br />
Összes só<br />
(mg/l)<br />
Na +<br />
(mg/l)<br />
K +<br />
(mg/l)<br />
Mg 2+<br />
(mg/l)<br />
Ca 2+<br />
(mg/l)<br />
Na%<br />
Mg%<br />
kémiai<br />
típus<br />
megütött<br />
talajvíz<br />
szint<br />
(cm)<br />
nyugalmi<br />
talajvízszint<br />
(cm)<br />
használt<br />
termálvíz<br />
1 v<br />
7,9<br />
874<br />
573,90<br />
6,04<br />
1,55<br />
1,27<br />
98,63<br />
67,17<br />
Na-Mg-<br />
HCO 3<br />
-<br />
-<br />
109<br />
felszíni<br />
csurgalékvíz<br />
talajvíz<br />
talajvíz<br />
talajvíz<br />
(kontroll)<br />
talajvíz<br />
felszíni<br />
csurgalékvíz<br />
talajvíz<br />
(kontroll)<br />
talajvíz<br />
2 v<br />
3 v<br />
4 v<br />
5 v<br />
6 v<br />
7 v<br />
8 v<br />
9 v<br />
8,0<br />
7,8<br />
8,0<br />
8,1<br />
8,3<br />
8,2<br />
8,1<br />
8,6<br />
867<br />
1248<br />
1913<br />
1768<br />
3032<br />
863<br />
2431<br />
2061<br />
518,60<br />
489,10<br />
632,50<br />
633,30<br />
634,40<br />
428,30<br />
633,70<br />
634,50<br />
6,77<br />
5,60<br />
4,31<br />
2,96<br />
2,20<br />
11,88<br />
2,73<br />
3,89<br />
1,63<br />
97,55<br />
156,40<br />
5,61<br />
11,14<br />
1,46<br />
73,50<br />
27,83<br />
1,40<br />
358,70<br />
376,30<br />
364,30<br />
8,86<br />
1,11<br />
335,50<br />
304,90<br />
98,34<br />
44,79<br />
46,25<br />
59,48<br />
95,08<br />
97,48<br />
54,53<br />
60,96<br />
66<br />
31,19<br />
40,92<br />
2,5<br />
67,71<br />
68,71<br />
26,75<br />
13,2<br />
Na-Mg-<br />
HCO 3<br />
Ca-Na-<br />
HCO 3<br />
Ca-Na-<br />
HCO 3<br />
Ca-Na-<br />
HCO 3<br />
Na-Mg-<br />
HCO 3<br />
Na-Mg-<br />
HCO 3<br />
Ca-Na-<br />
HCO 3 -<br />
Cl<br />
Ca-Na-<br />
HCO 3<br />
-<br />
100<br />
150<br />
160<br />
130<br />
-<br />
160<br />
180<br />
-<br />
83<br />
100<br />
110<br />
110<br />
-<br />
115<br />
161<br />
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció...
Balog – Farsang – Czinkota<br />
2. ábra Szikesedést indikáló talajparaméterek a mintaterület különbözı talajtípusairól<br />
(1: réti csernozjom, 2: kilúgozott csernozjom, 3: réti szolonyec)<br />
110
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció...<br />
A csatorna folyásirányában haladva tehát a meder melletti szelvényekben a<br />
sófelhalmozódás mértéke egyre növekvı, szintje pedig egyre mélyebb talajhorizontok<br />
felé tolódik el (BALOG, FARSANG, 2009). A réti csernozjom talaj esetén a csatornához<br />
közeli szelvény egyértelmően nagyobb sómaximummal jellemezhetı, mint a kontroll<br />
(2. ábra). A csatornaközeli talajszelvény sótöbblete termálvíz eredető, hiszen a nyugalmi<br />
talajvízszintek is mutatják (2. táblázat), hogy itt a csatornából kiáramlás történik<br />
a környezı területek felé. A kilúgozott csernozjom talajon a meder mellett és a kontroll<br />
pontban azonos a sómaximum értéke. A csatornából talajba szivárgó csurgalék hévíz (a<br />
csapadék kilúgzó hatásával együtt) azonban nagyban átrendezi a mélység szerinti<br />
sóeloszlást a kontroll ponthoz képest. A folyamatos, meder felıl érkezı sóutánpótlás és<br />
a felszín felıl a talajvízszint felé történı sókimosódás eredményezi mind a talajvíz<br />
(3032 mg/l), mind pedig a csatornaközeli profil altalajának magas sótartalmát.<br />
Kémhatás tekintetében nem mutatkozik meg a csatorna kifejezett hatása. Bár a talaj<br />
lúgosodása megfigyelhetı, a csatornától való távolsággal nem mutat igazolható kapcsolatot.<br />
A 2. táblázat pH adatai alátámasztják, hogy a talajvizek lúgos kémhatásúak,<br />
így hatással vannak a velük érintkezı altalajra. A szelvények pH profiljából (2. ábra)<br />
kitőnik, hogy az altalaj lúgos, a feltalajhoz viszonyítva akár 1 pH-egységnyi különbség<br />
is mutatkozhat. A csatorna folyásiránya mentén szintén az altalajban figyelhetı meg<br />
kismértékő növekedés a talajok kémhatásában, ami párhuzamba állítható a talajvíz<br />
magas sótartalmával. Bár a csatorna közvetlen hatása nem fedezhetı fel a lúgosodás<br />
kapcsán, a szikkadó hévízbıl a talajvízbe kerülı lúgosan hidrolizáló sók (NaHCO 3 ,<br />
Mg(HCO 3 ) 2 ) által közvetett hatás feltételezhetı.<br />
A NaS% tekintetében szintén megfigyelhetı a Na + folyásirányban növekvı mértékő<br />
feldúsulása a talaj adszorpciós helyein. A csatorna felsı szakasza mellett, a réti<br />
csernozjom talajban a kontroll ponthoz képest kis mértékő Na + -dúsulás tapasztalható.<br />
A kilúgozott csernozjom talaj esetén azonban a NaS% kisebbnek mutatkozik a csatornához<br />
közeli pontban, mint a kontrollban (2. ábra). A csatorna közelében ugyanis a Na +<br />
- jó mobilizációs tulajdonsága, a folyamatos vízhatás, a könnyebb talajtextúra, s ezáltal<br />
a fokozott beszivárgás miatt - a talajvízbe mosódik, így a többi kationhoz képest aránya<br />
lecsökken a szelvényben. Ugyanakkor a talajvíz Na%-a magas lesz, megközelíti a termálvízét<br />
(2. táblázat).<br />
A talajban történı Na + -megkötıdés további alakulásának áttekintésére szolgálnak<br />
az adszorpciós izotermák (BALOG, FARSANG, 2010). A réti csernozjom talaj szintjeinek<br />
Na+-adszorpciós viselkedése nagyon hasonló (3. ábra). Az A- és B-C-szintben a folyadék<br />
fázis 400 mg/l körüli egyensúlyi Na+-koncentrációja felett a talajban adszorpció, e<br />
koncentráció alatt pedig deszorpció játszódik le. (Ez az adszorpciós határkoncentráció,<br />
mely azt az egyensúlyi oldatkoncentrációt (ce) fejezi ki, amelynél a q változó 0 értéket<br />
vesz fel. Mivel ekkor sem adszorpció, sem pedig deszorpció nem történik, ezt a koncentrációt<br />
tekinthetjük a mintázás idıpontjában a talaj és a talajoldat közötti egyensúlyi<br />
Na+-koncentrációnak.) Ugyanez a határkoncentráció a B-szintben 577 mg/l-ben állapítható<br />
meg. A réti csernozjom talaj esetén tehát a C-szint rendelkezik a legnagyobb<br />
adszorpciós kapacitással, s a mintaterületen ható 573, 9 mg/l-es Na+-koncentrációjú<br />
szikkadó hévíz esetén benne adszorpció játszódik le, ezáltal képes csökkenteni a talajvíz<br />
Na+-terhelését. A kilúgozott csernozjom talaj esetén a szintekre jellemzı adszorpciós<br />
izotermák szétválnak (3. ábra). A vizsgált koncentráció-tartományon belül lineárisak,<br />
tehát egységnyi egyensúlyi oldatkoncentráció-növekedés a talajfelületen mindig<br />
azonos mennyiségő Na+ adszorpcióját eredményezi. A jelen kísérleti körülmények<br />
111
Balog – Farsang – Czinkota<br />
között csak a B-szint adszorpciós határkoncentrációja adható meg, ami 800 mg/l körüli<br />
értéket jelent. Ugyanez a koncentráció az A-szintben 1000 mg/l. Ezek az értékek jelzik, hogy a feltalajban a beszivárgó csapadékvizek hatására<br />
Na + tekintetében hígabb a talajoldat, ami a C-szint felé haladva a csatorna Na + -<br />
szolgáltató hatása miatt betöményedik (2550 mg/kg) (4. ábra). A feltalajtól a talajképzı<br />
kızet felé haladva az egyes szintek Na + -adszorpciós képessége folyamatosan csökken<br />
(3. ábra), pont a szelvény eredeti Na + -profiljának köszönhetıen.<br />
1 A-szint<br />
(0-20 cm)<br />
Réti csernozjom talaj<br />
B-szint<br />
(60-80 cm)<br />
B-C-szint<br />
(80-100 cm)<br />
Chi 2 128,97 31,89 153,4<br />
R 2 0,67 0,86 0,71<br />
a<br />
(g/kg)<br />
5,28 30,05 577,58<br />
k 0,00915 0,00094 0,00007<br />
e<br />
(g/kg)<br />
0,77 0,64 0,65<br />
2<br />
A szint<br />
(0-20 cm)<br />
Kilúgozott csernozjom talaj<br />
B-szint<br />
(60-80 cm)<br />
C-szint<br />
(120-140 cm)<br />
Chi 2 99,22 119,85 120,97<br />
R 2 0,74 0,74 0,66<br />
a<br />
(g/kg)<br />
45,24 407,15 629,2<br />
k 0,00076 0,00009 0,00005<br />
e<br />
(g/kg)<br />
0,2 1,33 2,16<br />
3 A-szint<br />
(0-20 cm)<br />
Réti szolonyec talaj<br />
B-szint<br />
(60-80 cm)<br />
C-szint<br />
(100-120 cm)<br />
Chi 2 88,42 151,87 139,8<br />
R 2 0,77 0,72 0,6<br />
a<br />
(g/kg)<br />
859,67 2572,63 3198,73<br />
k 0,00004 0,00002 0,000008<br />
e<br />
(g/kg)<br />
0,19 2,75 2,93<br />
3. ábra Na + -adszorpciós izotermák<br />
(a: telítési felületi koncentráció, k:kötési erıre jellemzı állandó, e: a felületen eredetileg levı<br />
koncentráció)<br />
112
A C-szint esetén már a vizsgált koncentráció-tartomány<br />
egészén deszorpció történik,<br />
ami azt mutatja, hogy az alkalmazott Na + -<br />
oldat koncentrációk kisebbek voltak a talaj<br />
adszorpciós felületén kötött Na + -<br />
koncentrációnál, ezért ezekben a szintekben<br />
gyakorlatilag átmosás történt. Ez a szituáció a<br />
természetben a Na + talajvízbe történı bemosódásának<br />
kedvez. A réti szolonyec talaj esetén<br />
a vizsgált koncentráció-tartományon az A-<br />
szintben várható adszorpció (3. ábra), tehát a<br />
feltalaj rendelkezik még szabad adszorpciós<br />
helyekkel a beérkezı Na + -ok megkötésére. A<br />
B- és C-szintben deszorpció a jellemzı, tehát<br />
az adszorpciós felületen eredetileg kötött Na + -<br />
ok eltávoznak. A réti szolonyec talaj szintjeinek<br />
adszorpciós viselkedése az eredeti Na + -<br />
profilt tükrözi (4. ábra). Mivel a terepen elsıdlegesen<br />
a C-szint az érintett a csatornából szivárgó<br />
víz Na + -tartalmának visszatartásában, s<br />
a réti szolonyec talaj esetén erre leginkább az<br />
A-szint lenne képes, ez a szelvény sem alkalmas<br />
a talajvíz Na + -szennyezésének csökkentésére.<br />
A szelvények maximális adszorpciós kapacitásai<br />
(3. ábra, „a” változó) a felvett izotermaszakasz<br />
extrapolációjából számíthatók.<br />
(Ezért ezen értékek pontossága párhuzamban<br />
áll az illesztés pontosságával.) A talajtípusok<br />
maximális adszorpciós kapacitással bíró szintjeit<br />
figyelembe véve megállapíthatjuk, hogy a<br />
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció...<br />
4. ábra A csatornaközeli talajok eredeti<br />
Na + profiljai (1: réti csernozjom, 2: kilúgozott<br />
csernozjom, 3: réti szolonyec)<br />
talajtípusok a réti szolonyec > kilúgozott csernozjom > réti csernozjom sorozatot követi.<br />
Ez a 3. ábra táblázataiban látható telítési felületi koncentrációk értékeiben is tükrözıdik.<br />
Az adszorbeálható Na + -mennyiség szintek között megmutatkozó különbségei a<br />
szelvény szintenként eltérı humusz-, agyag- és mészállapotán kívül - ami az adszorpciós<br />
helyek mennyiségére utal - az eredeti Na + telítettségtıl (e) és az adszorpciós<br />
egyensúlyi állandó (k) értékétıl is függnek.<br />
A réti csernozjom talaj eredeti Na + -profilja kiegyenlítettebb, így a szintek közötti<br />
adszorpciós eltérés is kisebb, az izotermák közel helyezkednek el egymáshoz. A kilúgozott<br />
csernozjom és a réti szolonyec talajok a feltalajban igen csekély, az altalajban<br />
pedig a feltalaj Na + -koncentrációját 10- vagy akár 20-szorosan meghaladó koncentrációt<br />
mutatnak („e” változó), ezért a különbözı szintek adszorpciós helyeinek telítettsége<br />
eltérı, ami az adszorpciós izotermáik szétválásához vezet. A kísérlettel az adszorpciós<br />
görbék - maximális felületi telítéstıl különbözı távolságban elhelyezkedı -<br />
lineáris szakaszait tártuk fel.<br />
113
Balog – Farsang – Czinkota<br />
3. táblázat Az adszorpciós felületen megkötött<br />
Na + -koncentráció a maximálisan adszorbeálható<br />
Na + -koncentráció %-ában<br />
(A: adszorpció, D: deszorpció)<br />
Réti csernozjom<br />
A-szint B-szint B-C-szint<br />
eredeti 14,58% 2,12% 0,11%<br />
ce=1000 mg/l<br />
27,65%<br />
esetén<br />
3,66% 0,27%<br />
A A A<br />
Kilúgozott csernozjom<br />
A-szint B-szint C-szint<br />
eredeti 0,43% 0,33% 0,34%<br />
ce=1000 mg/l<br />
esetén<br />
2,98% 0,38% 0,18%<br />
A A D<br />
Réti szolonyec<br />
A-szint B-szint C-szint<br />
eredeti 0,02% 0,11% 0,09%<br />
ce=1000 mg/l<br />
esetén<br />
0,16% 0,07% 0,04%<br />
A D D<br />
A 3. táblázat adatai alapján megállapítható,<br />
hogy a talajok még rendelkeznek<br />
szabad adszorpciós kapacitással<br />
a jövıbeni, szikkadásból adódó Na + -<br />
többlet mérséklésére. Ha a mintaterületen<br />
a jelenlegi 573,9 mg/l Na + -<br />
koncentrációval jellemezhetı szikkadó<br />
hévizek helyett 1000 mg/l Na + -<br />
koncentrációjú vizek hatnának, akkor<br />
az adszorpciós felület telítıdésének<br />
üteme a réti csernozjom talaj A-<br />
szintjében lenne a leggyorsabb. A Na +<br />
kisebb mértékben veszélyeztetné a<br />
talajvizet, azonban a szelvényben Na + -<br />
felhalmozódást okozna. Ezzel szemben<br />
a kilúgozott csernozjom C-szintje és a<br />
réti szolonyec B- és C-szintje esetén az<br />
eredetileg adszorbeált Na + -ok a talajfelületrıl<br />
a szivárgó oldatba, majd a talajvízbe<br />
kerülnének. A talajvíz Na + -<br />
veszélyeztetettsége itt kiemelt lenne, a<br />
szelvényben azonban nem halmozódna<br />
fel káros mértékben a Na + .<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
A balneológiai hasznosítású termálvizek kémiai és biológiai szennyezésük miatt nem<br />
táplálhatók vissza a felszín alatti víztározó rendszerbe, a rezervoárok öntisztuló képességének<br />
hiányában ugyanis ezek a szennyezések beláthatatlan következményekkel<br />
járnának. Ez a kényszer alakította ki a használt hévizek felszíni vizekbe történı bevezetését.<br />
Az e célt szolgáló csatornahálózatból a nagy sótartalmú, magas hımérséklető<br />
és kedvezıtlen ionösszetétellel rendelkezı csurgalékvizek - a szigetelés hiánya miatt -<br />
folyamatosan beszivárognak a talajba, néhol a talajvizet is elérik. A szikkadás hatására<br />
kialakuló talajdegradációs folyamatokat, ezen belül is a szikesedés részfolyamatait: a<br />
sófelhalmozódást, Na+–adszorpciót, valamint a lúgosodást vizsgálva arra a következtetésre<br />
jutottunk, hogy a szikkadó használt hévíz hatása megmutatkozik:<br />
− a talajvíz szintjének lokális növelésében (83 cm -> 110 cm)<br />
− a talajvíz sótartalmának gyarapításában (2431 mg/l –> 3032 mg/l)<br />
− a talajvíz kémiai típusának változásában (Ca-Mg-HCO 3 -> Na-Ca-HCO 3 , Ca-<br />
Mg-HCO 3 -> Na-Mg-HCO 3 )<br />
− a talaj sótartalmának növelésében (a csatorna folyásirányának mentén egyre fokozódó<br />
mértékő sófelhalmozódás, talajtípusonként különbözı mélységben)<br />
− közvetett módon a talajlúgosodás elısegítésében.<br />
Megállapítottuk, hogy a csatorna környéki talajok jelenleg még alkalmasak a szivárgó<br />
víz Na + -tartalmának adszorpció általi csökkentésére, azonban a Na + -<br />
koncentráció növekedésével az adszorpciós felület telítıdésének üteme a réti<br />
csernozjom feltalajának szikesedését vetíti elı, a további két talajtípus esetén pedig a<br />
114
Használt hévíz szikkadás hatására bekövetkezı degradáció...<br />
talajvíz Na + -veszélyeztetettsége kerül elıtérbe az altalajban tapasztalható deszorpciós<br />
folyamatok miatt. A használt hévíz a talajvízben okozott változások által olyan szituációt<br />
teremthet, amely a természetben általában magától nem, csak antropogén hatásra<br />
alakul ki, és segíti a környezı talajokban a szikesedés részfolyamatainak felerısödését.<br />
Ilyen például a sófelhalmozódás megjelenése, ami a cserkeszılıi mintaterületen már a<br />
kontroll mintákban is, tehát a csatornamedertıl számított 50 m-re is érzékelhetı. A<br />
szikesedési folyamatok jelenleg kezdetlegesek, de kellı odafigyelés nélkül a hatásterület<br />
kiterjedése mellett a hatások erısödése várható az adott klimatikus paraméterek<br />
(száraz, meleg klíma, kevés csapadék, magas napsütéses óraszám, fokozott párolgás)<br />
között, ami idıvel a környezı mővelt területek termesztési gyakorlatát is befolyásolhatja.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Köszönetünket fejezzük ki Fábián Tamásnak a mintázásban, Fekete Istvánnak és Tápai<br />
Ibolyának a laboratóriumi munkák során, Ladányi Zsuzsannának pedig a mintaterülettel<br />
kapcsolatos ábraszerkesztésben nyújtott segítségért.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BALOG, K., FARSANG, A. (2009). Használt termálvíz szikkasztás hatásainak vizsgálata különbözı<br />
talajtípusokon (Esettanulmány cserkeszõlõi mintaterületen) In GALBÁCS, Z. (szerk.) The<br />
XVI. Symposium on Analytical and Environmental Problems kiadványa, 300-304.<br />
BALOG, K., FARSANG, A. (2010). The role of waste thermal water in the soil degradation.<br />
Geophysical Research Abstracts, 12, EGU2010-4059, 2010, EGU General Assembly 2010.<br />
DARAB K., FERENCZ K. (1969). Öntözött területek talajtérképezése és kontrolja. OMMI, Budapest<br />
FILEP, GY. (1988). Talajkémia. Akadémia Kiadó, Budapest.<br />
FILEP, GY., FÜLEKY, GY. (1999). A talaj pufferoló hatása In STEFANOVITS, P. (szerk.) Talajtan.<br />
Mezıgazda Kiadó, Budapest, 125-129.<br />
MAROSI, S., SOMOGYI, S. (1990). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere. I. MTA Földrajztudományi<br />
Kutató Intézet, Budapest .<br />
MTA TAKI (1979). Agrotopográfiai térkép<br />
SZANYI, J, KOVÁCS, B., SCHAREK, P. (2009). Geothermal Energy in Hungary: potentials and<br />
barriers. European Geologist, 27, 15-18.<br />
SZEGVÁRI I., PROKISCH J., SIMON L., VÁRALLYAI L. (2003). Króm(III)-pikolinát adszorpciójának<br />
vizsgálata néhány talajtípuson. Acta Agraria, 10.<br />
http://www.date.hu/acta-agraria/2003-10/szegvari.pdf (megtekintve: 2010. 09. 22.)<br />
28/2004. KVVM RENDELET (XII. 25.) a vízszennyezı anyagok kibocsátásaira vonatkozó határértékekrıl<br />
és alkalmazásuk egyes szabályairól<br />
115
116
VÁLTOZÓ ALFÖLDI TÁJ: A TALAJ-VÍZ-<br />
NÖVÉNYZET KAPCSOLATRENDSZER<br />
VIZSGÁLATA KÜLÖNBÖZİ<br />
MINTATERÜLETEKEN<br />
Barna Gyöngyi, Ladányi Zsuzsanna, Rakonczai János, Deák József Áron<br />
Szegedi Tudományegyetem, Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
e-mail: barnagyongyi@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
Az alföldi tájváltozások ma megfigyelhetı tendenciái mögött leginkább az emberi tevékenység<br />
és a klímaváltozás áll, amelyek közvetett és közvetlen módon – a tájalkotó tényezık komplex<br />
rendszerén keresztül – jelentısen módosítják a tájak arculatát. A talaj, a növényzet és a (talaj)víz<br />
– mint a három legfontosabb tájalkotó tényezı – kapcsolatát és e tájökológiai alrendszerek<br />
tájszintő aktuális változásait duna-tisza közi és tiszántúli mintaterületeken vizsgáltuk. Az<br />
antropogén hatások uralkodó jellegét a Dorozsma-Majsai Homokhát délkeleti peremén fekvı<br />
Kancsal-tó esetében tudtuk egyértelmően kimutatni, míg a többi esetben a klíma és az ember<br />
hatása nehezen választható szét. A szikes élıhelyek kilúgozódása, sztyeppesedése és a<br />
szárazodás uralkodó folyamat mintaterületeken. A padkás szikeseken az erózió miatt a vegetációdinamikai<br />
folyamatok sebessége nagyobb, és sajátos – padkaerózió generálta – szukcessziós<br />
változások figyelhetık meg.<br />
Summary<br />
Anthropogenic activities and climate change play the most significant role in the current tendencies<br />
of landscape changes observed in the Great Hungarian Plain. Through the complex<br />
system of landscape factors, landscapes are significantly modified in a both directly and indirectly.<br />
In order to describe the present processes in this landscape, sample areas were chosen in<br />
the Danube-Tisza Interfluve and in the Trans-Tisza region to survey the soil–vegetation–<br />
(ground) water relationship (being the three most important landscape factors). The dominance<br />
of anthropogenic effects have been identified only in the case of Lake Kancsal at the southeastern<br />
border of the Dorozsma-Majsa Sandland. In the other cases, it is most difficult to separate<br />
the effect of climate from that of human activities. Among the dominant processes leaching and<br />
steppification of saline habitats and the aridification are the determining processes in our sample<br />
areas. In the salt-berm areas the role of vegetation dynamics is higher and specific salt-berm<br />
erosion delivered successional changes can be observed.<br />
Bevezetés<br />
A világ számos részén lehetünk tanúi a természeti környezet gyors, akár emberöltı<br />
léptékő változásának. A változások okainak és következményeinek feltárása fontos<br />
feladat, hiszen a természet- és környezetvédelmi kezeléseket csak a tájban zajló folyamatok<br />
megfelelı ismeretében lehet elvégezni. A XXI. század természettudományos<br />
kutatásai között így egyre inkább elıtérbe kerülnek a tájtörténettel, tájváltozással kapcsolatos<br />
kutatások (KÜSTLER, 1999; RACKHAM, 2000; BIRÓ, 2006; MOLNÁR, 2007). A<br />
tájak arculatát a felszíni üledékek, a geomorfológia, a hidrogeográfiai adottságok, a<br />
117
Barna – Ladányi – Rakonczai – Deák<br />
talaj, az élıvilág és az emberi tájhasználat kapcsolatrendszere határozza meg, amelybıl<br />
az elsı kettı hosszabb távon is állandóbb, míg az utóbbi négy akár rövid idıintervallumon<br />
belül is jelentısebb változásokat mutathat. A klímaváltozás és az emberi tájhasználat<br />
–fıleg a hidrogeográfiai adottságok megváltozásán át – jelentısen hat az<br />
alföldi tájak talajaira és növényzetére (KOVÁCS, 2006; RAKONCZAI et al., 2008;<br />
LADÁNYI et al., 2009; DEÁK, 2010). <strong>Magyar</strong>ország egyik legjelentısebb vízháztartási<br />
problémája a Duna–Tisza közén tapasztalt talajvízszint-süllyedés. Ennek eredményeként<br />
az ország teljes éves vízfelhasználásának megfelelı mennyiségő vízhiány mutatkozott<br />
a 2003-as aszályos évben (RAKONCZAI, 2007), amely már nemcsak természeti,<br />
hanem társadalmi és gazdasági következményeket is eredményezett. A természetföldrajzi<br />
adottságoknak megfelelıen kialakult talaj-víz-vegetáció kapcsolatrendszer tükrözi<br />
az egyes tájak természeti állapotát és indikátorként – a változások sebessége, mértéke,<br />
iránya szerint – utal a változásokat kiváltó folyamatokra. E cikkben különbözı természetföldrajzi<br />
adottságú alföldi vizes és szikes élıhelyeken összegeztük az aktuális folyamatokat.<br />
Mintaterületek és módszerek<br />
A talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálatát, a természetes és antropogén hatások<br />
következményeit négy különbözı földrajzi elhelyezkedéső, eltérı földtani, talajtani<br />
és növényzeti adottságú mintaterületen elemeztük (Borotai-legelı, Kancsal-tó,<br />
Szabadkígyósi puszta, Miklapuszta). A Kiskunsági Nemzeti Parkhoz tartozó<br />
Miklapusztán és a Körös-Maros Nemzeti Park részét képezı Szabadkígyósi pusztán a<br />
padkaerózió okozta változásokat is tanulmányoztuk.<br />
A Borotai-legelı a Duna-Tisza közi hátság legmagasabb részén lévı Illancs kistájban<br />
található, egy homokbucka-vonulatok közötti északnyugat-délkelet irányú deflációs<br />
mélyedésben. A talajvízszint-süllyedés e mintaterület esetében a legjelentısebb (5-6<br />
m az 1970-es évekhez viszonyítva) (RAKONCZAI, 2007). A Kancsal-tó Röszkén, a Duna-Tisza<br />
közi hátság délkeleti peremén, a Dorozsma-Majsai homokháton helyezkedik<br />
el. E területek állapotát a XX. század második felében megépített belvízelvezetıcsatornák,<br />
majd a (részben ezek hatására kialakult) regionális talajvízszint-süllyedés<br />
jelentısen befolyásolta. A Szabadkígyósi puszta az İs-Maros hordalékkúpján, a Békés–Csanádi<br />
löszhát keleti peremén helyezkedik el. A Solti-síkság és a Kalocsai-<br />
Sárköz határán fekvı, 1993 óta védett Miklapuszta a Natura 2000 hálózat tagja. Mindkét<br />
padkás szikesekkel jellemezhetı területen a folyóhátakon csernozjom típusú talajok<br />
(réti és mélyben sós réti változat), a hátasabb részek peremén réti szolonyecek, míg az<br />
ısmedrekben szolonyeces réti és réti talajok találhatók. A homokhátsági mintaterületeken<br />
réti talajok (Borota), szoloncsák, illetve szoloncsák-szolonyec (Kancsal-tó) talajok<br />
találhatók a deflációs mélyedésekben, amiket a maradékgerinceken humuszos homoktalajok<br />
kísérnek.<br />
Az élıhelytérképezések során az Általános Nemzeti Élıhelyosztályozási Rendszer<br />
élıhelykategóriáit használtuk fel: az antropo-agrár élıhelyeket az m-Á-NÉR<br />
(MOLNÁR, HORVÁTH, 2000), míg a természetes és másodlagos élıhelyeket az mm-Á-<br />
NÉR alapján kategorizáltuk (BÖLÖNI et al., 2003). A talajvizsgálatok a vonatkozó magyar<br />
szabványok alapján történtek (összes sótartalom, pH (vizes), karbonát-tartalom,<br />
fenolftalein lúgosság MSZ-08-0206-2:1978; szervesanyag tartalom MSZ-21470-<br />
52:1983; Arany-féle kötöttség MSZ-08-0205:1978; ammónium-laktátos kioldás után<br />
Na + -, K + -, Ca 2+ -tartalom MSZ 20135:1999).<br />
118
Változó alföldi táj: a talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálata ...<br />
1. ábra A mintaterületek elhelyezkedése<br />
A mintaterületeken megfigyelt változások elemzése<br />
A mintaterületek legjelentısebb változásai a vizes és a szikes élıhelyekhez kötıdnek.<br />
Számos felszíni vagy felszín közeli sófelhalmozódással jellemezhetı szikes élıhely<br />
eltőnt, mások degradáltabb szikes vagy sztyeppei élıhelyekbe alakultak át, amelyekben<br />
a szikes fajok csak „maradványfajként” vannak jelen. A szikes rétek, vakszikek, mézpázsitos<br />
szikfokok fogyatkozása több mintaterületen is szembetőnı, ami az üdébb és<br />
szikesebb élıhelyek nagyobb környezetérzékenységét jelzi.<br />
Miklapuszta és Szabadkígyós, a padkás szikesek változásai<br />
Az eróziós tevékenység jelentısen hozzájárul a talaj – víz – vegetáció kapcsolatrendszer<br />
megjelenési formáinak gyors átalakulásához, ami az alföldi padkás szikeseken is<br />
megfigyelhetı. A padkás erózió négy fıtípusa különíthetı el: a hátráló, a leszakadásos,<br />
a lineáris és az areális erózió. A vegetáció átalakulását a felsı talajszint (víz általi)<br />
lepusztulásának mértéke befolyásolja, amely jelentısen függ az erózió típusától és<br />
sebességétıl.<br />
A Duna-Tisza közén, az İs-Duna egykori ártéren lévı Miklapuszta Európa egyik<br />
leglátványosabb padkás szikese, a leszakadásos erózió (2. ábra) legjellemzıbb hazai<br />
területe. A jellemzıen 60–100 cm-es (vagy akár ennél is magasabb) padkák – a vizek<br />
alámosó tevékenysége nyomán – egyszerre akár tíz m-t is meghaladó hosszban, a rajtuk<br />
levı növényzettel együtt, leszakadnak. A több dm 3 -es talajtömbök azonban csak<br />
egy késıbbi fázisban esnek szét szemcsékre. Ezzel párhuzamosan az eredeti helyzetükbıl<br />
lezökkent talajdarabok kémiai összetétele is módosul. A talaj változó kémiai<br />
tulajdonságai miatt a növényzet is átalakul néhány év alatt, a fajok száma csökken,<br />
összetételük módosul, a növényzetmentes talajfelszín aránya pedig nı.<br />
A hátráló erózió szikeseink legelterjedtebb eróziós típusa. Ekkor az erózió során a<br />
talaj A-szintje pusztul le, jellemzıen legfeljebb néhány cm 3 -es aggregátumokban. Az<br />
erózió a kisebb (általában 20-30 cm) magasságkülönbség miatt szőkebb sávban zajlik,<br />
és többnyire az eredeti növényzet azonnali megsemmisülésével, más szikesebb élıhelyekbe<br />
való azonnali átalakulásával jár együtt: a felszínre került, magasabb sótartalmú<br />
119
Barna – Ladányi – Rakonczai – Deák<br />
rétegen (eredetileg a B-szint) sókedvelıbb növénytárulások alakulnak ki. Az erózió<br />
sebessége ezeken a területeken vélhetıen egy nagyságrenddel kisebb, mint a leszakadásos<br />
erózió esetén (RAKONCZAI, KOVÁCS, 2006).<br />
120<br />
2. ábra A leszakadásos padkapusztulás két fázisa, Miklapuszta<br />
A lineáris erózió a fenti eróziós típushoz hasonló, de itt az erózió jól definiálható<br />
szikerek mentén zajlik. E szikerek egyre hátrább vágódnak az ısfolyóhátak,<br />
ısövzátonyok központi része felé felfragmentálva az ısi makroformákat. A szikerek<br />
mentén itt is – a sósabb B-szint felszínre kerülésével – sótőrıbb társulások jelennek<br />
meg, de az ısmedrek lokális erózióbázisába futó szikerekben a lokális erózióbázis irányából<br />
üde szikes növénytársulások (szikes rétek, mézpázsitos szikfokok) kúsznak fel<br />
a hátakra. Így az üde szikes élıhelyek (fıleg szikes rétek) alkotta hálózatos alapmátrix<br />
és az ebbe szigetszerően ékelıdı, szárazabb szikes élıhelyekkel (lásd ürmöspuszták)<br />
borított szikpadkák uralják e tájak vegetációs mikromintázatát (DEÁK, 2010).<br />
A padkás erózió areális típusa viszonylag kevésbé ismert. Ilyenkor az egykori szikpadka<br />
fokozatosan alacsonyodik, azaz az erózió felülrıl pusztítja a felszínt. A talajpusztulást<br />
szinte nem is lehet megfigyelni, csak a végeredményt: az egykori szikpadka<br />
szinte teljesen belesimul a felszínbe, s rajta sókedvelı növénytársulások alakulnak ki a<br />
löszsztyepprétek helyén. A vegetáció és a felszínmorfológia átalakulása folyamatos, s<br />
tapasztalataink szerint ez utóbbi átalakulása 1-2 évtized alatt már bekövetkezhet.<br />
A Szabadkígyósi pusztán 2005 óta vizsgáljuk a talajtulajdonságok és a vegetáció<br />
változását és okait (BARNA, 2010). Az összehasonlítás alapjául egy 1979-es felmérésünk<br />
szolgált (DÖVÉNYI et al., 1979, RAKONCZAI, 1986). Öt mintavételi helyen történt<br />
ismételt botanikai és talajtani felmérés, amely felölelte a jellemzı szikes növénytársulásokat.<br />
A sótartalom jelentıs mértékben csökkent a fokozódó kilúgozás következtében<br />
az elmúlt 30 év alatt. A kationok aránya felcserélıdött: a korábban domináns nátrium<br />
helyét a kalcium vette át (3. ábra).<br />
A pH értékekben lényeges változás nem következett be. A talajvíz mélységérıl korábbról<br />
nincs adatunk; az elmúlt öt évben viszont közel 1 m-es csökkenést észleltünk.<br />
Az öt vizsgált növénytársulás (KOVÁCS, MOLNÁR, 1986) igen eltérı karakterő fajöszszetételében<br />
jelentıs átalakulást tapasztaltunk. A fajokat a Borhidi-féle relatív ökológiai<br />
indikátorszámok (BORHIDI, 1993) alapján csoportokba soroltuk. Megjelentek és<br />
feldúsultak a kevésbé sótőrı, sókerülı fajok, mint például a réti ecsetpázsit
Változó alföldi táj: a talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálata ...<br />
(Alopecurus pratensis) és a csillagpázsit (Cynodon dactylon). Ezzel szemben a<br />
sókedvelı fajok – pl. orvosi székfő (Matricaria chamomilla), hernyópázsit<br />
(Beckmannia eruciformis) – száma és borításértéke lecsökkent (4. ábra). A vízrendezési<br />
munkálatok, a területhasználat megváltozása és a klímaváltozás következményeként<br />
egyre szélsıségesebb idıjárás együttesen vezethetett oda, hogy a puszta sziktelenedése<br />
mind a talajtulajdonságok megváltozásában, mind a növényzet összetételének módosulásában<br />
kimutatható.<br />
3. ábra A kationok arányának változása a vizsgált idıszakban a Szabadkígyósi pusztán<br />
4. ábra A növényfajok fajszáma és borításértékei a Szabadkígyósi pusztán<br />
(A sótőrés (SB) fokozatai szerint megállapított csoportok: 0-1: a sókerülı és igen gyengén sós<br />
talajok növényei; 2-5: a gyengén és mérsékelten sós talajok növényei; 6-9: az erısen sós talajok<br />
növényei).<br />
Borotai-legelı<br />
A Duna-Tisza köze talajvíz-süllyedéssel leginkább érintett területeinek egyike Illancs<br />
kistájunk, amelynek egykor üde élıhelyekkel borított deflációs laposai látványos<br />
szárazodást mutatnak. A Borotai-legelıt a történeti térképek vízborította mélyedésként<br />
ábrázolják (HIM, 1764–1787, HIM, 1806–1869, HIM, 1872–1887). A Kreybig-féle<br />
„Átnézetes Talajismereti Térképsorozat” (KREYBIG, 1949) jelentıs részét szikes foltként<br />
jelöli (5/a. ábra). Ma csak a mintaterület legmélyebb pontjain azonosíthatók a<br />
szikes és lápi élıhelyek maradványai, a talajvízszint-süllyedés következtében ezek az<br />
121
Barna – Ladányi – Rakonczai – Deák<br />
élıhelyek sokszor homoki sztyepprétekbe alakultak át vagy a fenti élıhelytípusok<br />
sztyeppesedı változatai jelentek meg (5/b. ábra). A mintaterületen megfigyelhetı a<br />
Duna–Tisza közérıl leírt láprétfı-szikalj lokális vegetációmintázat (DEÁK, 2006), miszerint<br />
a deflációs mélyedések ÉNy-i részében döntıen lápi, míg a DK-i részében szikes<br />
élıhelyek vannak. A terület északi, középsı és déli részén 2008-ban történt talajvizsgálatok<br />
eredményei egyáltalán nem mutattak szikesedésre utaló jellemvonásokat,<br />
viszont a vízhatás nyomai egyértelmően azonosíthatóak voltak (vas- és mangánfoltok,<br />
amelyek a terület egykor jobb vízellátását tükrözik).<br />
A terület déli részén 1949-ben mélyített fúrás pH, összsó- és szódatartalom adatai a<br />
deflációs mélyedés feltalajának csekély mértékő szikes jellegét mutatták (6. ábra),<br />
amelynek bizonyítékai a mélyedésekben ma is azonosítható szikes réti fajok (sziki<br />
cickafark (Achillea asplenifolia), sziki kerep (Lotus tenuis), sziki szittyó (Juncus<br />
gerardi), nádképő csenkesz (Festuca arundinacea)).<br />
A terület északi része az élıhelymintázat és a fajösszetétel alapján feltehetıen sosem<br />
volt szikes (LADÁNYI, DEÁK, 2009). Ma a talajvíz szintje e mélyedésben 6 méter<br />
alatt van. A talajvízszint süllyedését jelzi a kékperjés rétek galagonyásodása, illetve a<br />
vegetációs zónák eltolódása: a kékperjés rétek helyét a deflációs mélyedésekben homoki<br />
sztyepprétek vették át, míg a kékperjés rétek a területet metszı csatornába húzódtak<br />
le.<br />
5. ábra (a) a Kreybig-féle felmérés térképi adatai és a mintavétel helye a Borotai- legelın<br />
(1949); (b) a legelı Á-NÉR élıhelytérképe (2008).<br />
Az élıhely-kategóriák: D2: kékperjés rét; D5: lápi magaskórós; H5b: homoki sztyepprétek;<br />
H5bxD2: sztyeppesedı kékperjés rét ; H5bxF2: sztyeppesedı szikes rét; H5bxF2XD2:<br />
sztyeppesedı szikes rét - kékperjés láprét átmenet; OCxH5b: erısen gyomos homoki sztyepprét;<br />
OC: jellegtelen szárazgyep; OD: lágyszárú özönfajok állományai; P2b: száraz cserjés; RA:<br />
ıshonos fajú facsoport; S1:akácos; S2: nemes nyaras; T8: kisüzemi szılık és gyümölcsösök;<br />
T1: egyéves szántóföldi kultúrák; U10: tanya.<br />
122
Változó alföldi táj: a talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálata ...<br />
6. ábra A Borotai-legelı déli részén történt talajvizsgálat eredményei 1949-ben (Kreybig-féle<br />
Átnéztetes Talajismereti Térképek) valamint 2008-ban<br />
Kancsal-tó<br />
A Dorozsma-Majsai-homokhát délkeleti peremén elhelyezkedı Kancsal-tóban a víz<br />
napjainkban már nem áll meg a medret átszelı belvízelvezetı-csatorna miatt, amely a<br />
növényzet megváltozását idézte elı (7. ábra). Duna-Tisza közi típusú szoloncsákos<br />
vaksziket már csak a tó nyugati szegletében találunk. Napjainkban a Kancsal-tó legnagyobb<br />
természetes, felszíni sófelhalmozódást jelzı élıhelyei a mézpázsitos szikfokok<br />
(7/a. ábra).<br />
7. ábra a. A Kancsal-tó nyugati felének keresztmetszete a mintavételi pontokkal; b. A vizsgált<br />
talajparaméterek alakulása a különbözı élıhelytípusokon<br />
A csatorna mentén, valamint a peremi részeken egyre jelentısebb kiterjedésőek a<br />
szikes rétek, amelyek terjeszkedése a fenti szikesebb élıhelyek rovására egyértelmően<br />
jelzik a terület kiszáradását és kilúgozódását, hiszen a szikes rétek a terület legkevésbé<br />
123
Barna – Ladányi – Rakonczai – Deák<br />
sós élıhelyeinek számítanak. A tómedencét övezı maradékgerincen homoki sztyeppréteket<br />
találunk, míg a tómeder – korábban vályogvetıként használt – legmélyebb részén<br />
szikes mocsár fordul elı. Az élıhelykategóriákban megfigyelt mintázat jól tükrözıdik<br />
a feltalaj talaj-tulajdonságaiban is (7/b. ábra). A pH-ban, a sótartalomban és a szódatartalomban<br />
egyaránt – az élıhelyek sótőrésének megfelelıen – szignifikáns csökkenés figyelhetı<br />
meg a csatorna irányába haladva. A talajvízszint-süllyedés a tómeder alján közel<br />
90 cm volt 1943 (KREYBIG, 1943) és 2009 között.<br />
Következtetések, összegzés<br />
Munkánkban több alföldi mintaterületen vizsgáltuk meg a táj változásai mögött álló<br />
talajvíz–talaj–vegetáció kapcsolatrendszer alakulását, hangsúlyt fektetve a kiváltó okok<br />
meghatározására. A leglátványosabb változásokat a vizes élıhelyek biodiverzitásának<br />
csökkenésében és a szikes területek átalakulásában tapasztalhatjuk. A vizsgált paraméterek<br />
(hidrológiai, talajtani, botanikai) dinamikái és tendenciái az utóbbi évtizedekben<br />
jellemzıen sziktelenedési és sztyeppesedési folyamatokat mutatnak, amelyeknél azonban<br />
nehéz meghatározni a természetes és az antropogén hatások arányát. Mintaterületeink<br />
közül a Kancsal-tó esetében lehet egyértelmően kijelenteni az antropogén beavatkozások<br />
hatásának dominanciáját, míg a többi esetben a klíma és az emberi beavatkozások<br />
hatása nehezebben választható szét.<br />
A talajban bekövetkezı változások általában évszázados léptékben mérhetıek,<br />
azonban a hidrológiai paraméterek gyors változásai, akár egy emberöltı alatt, jelentısen<br />
hozzájárulhatnak még a talajok genetikai típusának átalakuláshoz is. A változások<br />
gyors és egyértelmő indikátora a növényzet. Az élıhelyek változásai tükrözik a kilúgozódás<br />
és a sztyeppesedés folyamatát, a horizontális és vertikális sómozgásokat, valamint<br />
a szerves anyag felhalmozódását, amelyet a 8. ábra összegez a duna-tisza közi és<br />
tiszántúli mintaterületeink esetében.<br />
8. ábra Élıhelydegradációs folyamatok és a háttérben lévı abiotikus változások mintaterületeinken<br />
(K: kilúgozódás, SZ: szárazodás, SZF: szerves anyag felhalmozódás, I: Invazív fajok terjedése,<br />
B: bolygatás, TVEM: talajvízszint emelkedése)<br />
124
Köszönetnyilvánítás<br />
Változó alföldi táj: a talaj-víz-növényzet kapcsolatrendszer vizsgálata ...<br />
A kutatás a TÁMOP-4.2.1/B-09/1/KONV-2010-0005 azonosító számú, „Kutatóegyetemi<br />
Kiválósági Központ létrehozása a Szegedi Tudományegyetemen” címő projekt<br />
támogatásával valósult meg.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BARNA, GY. (2010). Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán. In SZILASSI P., HENITS L.<br />
(szerk) Tájváltozás értékelési módszerei a XXI. Században. Szeged, 207-215.<br />
BIRÓ, M. (2006). A történeti térképekre alapuló vegetációrekonstrukció és alkalmazásai a Duna–<br />
Tisza közén. Ph.D értekezés, Pécsi Tudományegyetem, Pécs, 139 p.<br />
BORHIDI, A. (1993). A magyar flóra szociális magatartási típusai, természetességi és relatív<br />
ökológiai értékszámai. Janus Pannonius Tudományegyetem. Pécs. 95 p.<br />
BÖLÖNI J., MOLNÁR, ZS., KUN, A., BIRÓ, M. (2007). Általános Nemzeti Élıhely-osztályozási<br />
Rendszer (Á-NÉR 2007). Kézirat, MTA ÖBKI, Vácrátót, 184 p.<br />
DEÁK, J. Á. (2006). Morfológia-talaj-növényzet kapcsolatának mintázat-vizsgálata a Dorozsma-<br />
Majsai-homokháton. In KISS, A., MEZİSI, G., SÜMEGHY, Z. (szerk.) Táj, környezet és társadalom.<br />
Ünnepi Tanulmányok Keveiné Bárány Ilona professzor asszony tiszteletére, Szeged,<br />
123-131.<br />
DEÁK, J. Á. (2010). Csongrád megye kistájainak élıhelymintázata és tájökológiai szempontú<br />
értékelése. Ph.D értekezés. SZTE, Szeged, 125 p.<br />
DÖVÉNYI, Z. , MOSOLYGÓ, L., RAKONCZAI, J. (1979). Geographical investigation of natural and<br />
anthropogenic processes in Kígyos puszta - Applied geographical research in the Geographical<br />
Research Institute of the Hungarian Academy of Sciences, 163-169.<br />
HIM, (1764–1787). I. katonai felmérés térképei. Méretarány: 1:28.800. Hadtörténeti Intézet és<br />
Múzeum Térképtára, Budapest.<br />
HIM, (1806–1869). II. katonai felmérés térképei. Méretarány: 1:28.800. Hadtörténeti Intézet és<br />
Múzeum Térképtára, Budapest.<br />
HIM, (1872–1887). III. katonai felmérés. Méretarány: 1:75.000. Hadtörténeti Intézet és Múzeum<br />
Térképtára, Budapest.<br />
KOVÁCS, A., MOLNÁR, Z., (1986). A Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet fontosabb növénytársulásai.<br />
In RÉTHY, Zs. (szerk.) Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv 6.<br />
Békéscsaba, 165-200.<br />
KOVÁCS, F. (2006). A biomassza-mennyiség regionális változásainak vizsgálata a Duna–Tisza<br />
közén mőholdfelvételek alapján. In KISS, A., MEZİSI, G.,SÜMEGHY, Z. (szerk.) Táj, környezet<br />
és társadalom. Ünnepi Tanulmányok Keveiné Bárány Ilona professzor asszony tiszteletére.<br />
Szeged, 413-425.<br />
KREYBIG, L. (1943). <strong>Magyar</strong>ország Átnézeti Talajismereti Térképe. Talajfelvételi jegyzıkönyv<br />
(5564/1 sz.) <strong>Magyar</strong> Királyi Földtani Intézet, Budapest.<br />
KREYBIG, L. (1949). <strong>Magyar</strong>ország Átnézeti Talajismereti Térképe. 5462/4 sz. Méretarány:<br />
1:25.000. <strong>Magyar</strong> Királyi Földtani Intézet, Budapest.<br />
KÜSTLER, H. (1999). Geschichte der Landschaft in Mitteleuropa Von der Eiszeit bis zur<br />
Gegenwart. Verlag C.H Beck, München, 424 p.<br />
LADÁNYI, ZS., DEÁK, Á. J. (2009). Case study of a climate-sensitive area on the Danube-Tisza<br />
Interfluve. In GALBÁCS, Z. (ed.) The 16 th Symposium on Analytical and Environmental<br />
Problems, Szeged, 434-439.<br />
LADÁNYI, ZS., RAKONCZAI, J. , KOVÁCS, F., GEIGER, J., DEÁK, J. Á. (2009). The effect of recent<br />
climatic change on the Great Hungarian Plain. Cereal Research Communications, 37, Suppl.<br />
4, 477-480.<br />
MAROSI, S., SOMOGYI, S. (szerk.) (1990). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere. MTA FKI, Budapest,<br />
479 p.<br />
125
Barna – Ladányi – Rakonczai – Deák<br />
MOLNÁR, ZS. (2007). Történeti tájökológiai kutatások az Alföldön. Ph.D értekezés, PTE, Pécs,<br />
223 p.<br />
MOLNÁR, ZS., HORVÁTH, F. (2000). M-ÁNÉR élıhelylista. Gólyahír 3/13, MTA-ÖBKI,<br />
Vácrátót, 8-10.<br />
RACKHAM, O. (2000). The history of the countryside. Phoenix press, London, 445 p.<br />
RAKONCZAI, J. (1986). A Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet talajviszonyai. In RÉTHY, ZS.<br />
(szerk) Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv 6. Békéscsaba, 19-41.<br />
RAKONCZAI, J. (2007). Global change and landscape change in Hungary. Geografia fisica e<br />
dinamica quaternaria, 30, 229-232.<br />
RAKONCZAI, J., BOZSÓ, G., MARGÓCZI, K. , BARNA, GY., PÁL-MOLNÁR, E. (2008). Modification<br />
of salt-affected soils and their vegetation under the influence of climate change at the steppe<br />
of Szabadkígyós (Hungary), Cereal Research Communications, 36 (5), 2041-2045.<br />
RAKONCZAI, J., KOVÁCS, F. (2006). A padkás erózió folyamata és mérése az Alföldön. Agrokémia<br />
és Talajtan, 55, 329-346.<br />
126
HUMUSZANYAGOK MENNYISÉGI ÉS MINİSÉGI<br />
ERÓZIÓJÁNAK MÉRÉSE A TOLNA MEGYEI<br />
SZÁLKA TELEPÜLÉS MELLETTI VÍZGYŐJTİN<br />
Borcsik Zoltán 1 , Farsang Andrea 2 , Barta Károly 2 , Kitka Gergely 3<br />
1 Csongrád Megyei MGSZH NTI, Szeged<br />
2 Szegedi Tudományegyetem, Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
3 Alsó-Tisza-vidéki Környezetvédelmi, Természetvédelmi és Vízügyi Felügyelıség, Szeged<br />
e-mail: borcsikz@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
A vízerózió a föld számos területén, így hazánkban is jelentıs károkat okoz, a kötöttebb talajokat<br />
is veszélyeztetheti. A mezıgazdasági károk formái lehetnek a termıtalaj-veszteség, és a<br />
termıképesség-csökkenés. Munkánkban a Dunántúli dombság területén, Szálka település mellett<br />
található, mintegy 2 km 2 nagyságú mintavízgyőjtın modelleztük a vízgyőjtın végbemenı<br />
szervesanyagot is érintı eróziós folyamatokat, valamint a termıképesség-csökkenésre ható<br />
humuszfrakciók kimosódását. A talajmintákból humusz- és tápanyag-mennyiséget, NaOH oldószerrel<br />
a frissen képzıdött, kis molekulájú, és NaF oldószerrel a nagymolekulájú humuszanyagok<br />
mennyiségét és ezekbıl egy humuszminıségi tényezıt (K) határoztuk meg. Terepi méréseink<br />
és laborvizsgálati eredményeink segítségével modelleztük a vízgyőjtı területén a humuszanyagok<br />
mennyiségi és minıségi térbeli elrendezıdését, s ennek kapcsolatát az erózióval. Célunk<br />
volt, hogy meghatározzuk a könnyen oldódó fulvosavak és a nehezebben oldódó<br />
huminsavak hogyan mozognak vízerózió hatására, hogyan változik feltalajbeli arányuk az eróziós<br />
és a felhalmozódási zónában.<br />
Summary<br />
The water erosion of arable land in many areas, such as in Hungary makes significant damage,<br />
the finer textured soils are also at risk. The damage for agriculture may be due to soil loss or<br />
loss of soil fertility. Our work was focused on the modeling of soil loss in hilly areas including<br />
the total amount and the quality of the organic matter removed by water erosion. Our study area<br />
is found in the Transdanubian Hills, near the village Szálka. The catchment area is about 2 km2<br />
with arable land, vineyards and forests. More than 50 soil samples were taken and organic<br />
matter, nutrients were measured. NaOH was applied as solvent to determine the amount of<br />
newly formed, small molecule humic substances, and NaF was used to dissolve big molecule<br />
humic substances and they were used to calculate a humus quality indicator (K factor). Based<br />
on field measurements digital elevation model and laboratory tests results, the spatial pattern of<br />
quantity and quality of humic substances and its relationship to the erosion were modelled in<br />
the catchment. Our goal was to determine the transport of the easily soluble fulvic acid and the<br />
less soluble humic acid by water erosion and investigate their ratios in the upper soil horizon of<br />
the erosion and deposition zones.<br />
Bevezetés<br />
A szél, a víz és a jég hatására egyaránt bekövetkezhet talajpusztulás. Erózión az elıbb<br />
felsorolt közegek által talajra kifejtett lepusztító hatást értjük, ami annak elhordását és<br />
felhalmozását is magában foglalja (THYLL, 1992; BARTA, 2004, JAKAB et al., 2010). A<br />
127
Borcsik – Farsang – Barta – Kitka<br />
talaj szervesanyag forgalmát mezıgazdaságilag mővelt területen számos tényezı befolyásolja.<br />
Az intenzív talajmővelésnek és nem megfelelı agrotechnikának köszönhetıen<br />
egyre nagyobb szerepet játszik ebben a talajok termırétegének egyre jelentısebb pusztulása<br />
(FARSANG et al., 2005). A felszíni lefolyással lehordott talaj, valamint<br />
szervesanyag- és tápanyagtartalmának egy része a szedimentációs területeken halmozódik<br />
fel (SISÁK, MÁTÉ, 1993; ISRINGHAUSEN, 1997; DUTTMANN, 1999; FARSANG,<br />
BARTA, 2004; FARSANG et al. 2006). Más része onnan közvetlenül, vagy a vízhálózat<br />
közvetítésével felszíni vizeinkbe jut. Becslések szerint hazánk lejtıs területeirıl víz<br />
által lehordott humuszos feltalaj évi átlagban mintegy 80-110 millió m 3 , az ez által<br />
bekövetkezett szervesanyag- és tápanyagveszteség pedig mintegy 1,5 millió tonna<br />
szervesanyag, 0,2 millió tonna N, 0,1 millió tonna P 2 O 5 és 0,22 millió tonna K 2 O<br />
(VÁRALLYAY et al., 2005).<br />
A mintaterület a Szekszárdi dombság kistáj területén, Szálka község határában, attól<br />
ÉK-re helyezkedik el. A térség az ország legmelegebb területei közé tartozik, ugyanis<br />
kontinentális klímája szubmediterrán hatás alatt áll. Az évi középhımérséklete meghaladja<br />
a 10,5°C-ot. A napsütéses órák száma eléri az évi 2025 órát, az éves csapadék<br />
mennyisége 600 mm fölött van.<br />
A talajképzı kızetet a kistájra jellemezı löszös üledékek, illetve harmadkori és idısebb<br />
üledékek alkotják. A vízgyőjtın található talajok fizikai típusa az agrotopográfiai<br />
térkép szerint vályog, szerves anyag készletük 50-100 t/ha értékig terjed (MAROSI,<br />
SOMOGYI, 1990). A vízgyőjtıterületen csernozjom barna erdıtalajok és Ramann-féle<br />
barna erdıtalajok a jellemzıek.<br />
A területhasználat szerint a legnagyobb felületet a szántó mővelési mód foglalja el,<br />
ezt követi a gyep és erdı, szılı hasznosítási mód. A szántóként hasznosított terület<br />
intenzív, lejtıre merıleges mezıgazdasági mővelésnek van kitéve.<br />
A munkánk során az alábbi célokat tőztük ki:<br />
- A terület eróziótérképeinek az elkészítése.<br />
- Az egyes mintavételi pontokban található talajok szervesanyag-tartalmának, humuszos<br />
talajréteg vastagságának a meghatározásából és a kohéziós értékekbıl<br />
szoftveres adatbázis, térképállományok képzése.<br />
- A kapott adatokból és a területhasználatból adódóan a vízgyőjtı erózióval leginkább<br />
veszélyeztetett részeinek meghatározása.<br />
- A talaj és a humuszalkotó szervesanyagok erózió általi mozgásának<br />
monitoringozása, változásának nyomon követése, összefüggések feltárása.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A talajtani felvételezésekkor munkatérképként a Szálka település melletti kisvízgyőjtı<br />
1:10 000 topográfiai térképét használtuk. A mővelési ágak szerinti területhasználatot<br />
2009-ben térképeztük, ill. ez alapján a területhasználati térképet magunk szerkesztettük<br />
meg. A térkép elemzése és a terepbejárások, domborzati viszonyok alapján mintavételi<br />
ponthálózatot terveztünk.<br />
Elkészítettük a terület digitális domborzatmodelljét az ArcGIS szoftver segítségével.<br />
2009 márciusában 54 ponton mintáztuk meg a szálkai vízgyőjtıt (1. ábra). A talajfelvételezéseket<br />
Eijkelkamp-féle fúróberendezéssel és Pürkhauer-féle szúróbottal végeztük.<br />
Mintavételre került sor a felszínrıl, valamint a mővelt rétegbıl szervesanyag és<br />
humuszminıség vizsgálatokhoz. Az eróziómodellezés bemeneti paramétereként szük<br />
128
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése...<br />
ségünk volt a talajkohézió meghatározására,<br />
amelyet minden min tavételi pontban<br />
Eijkelkamp kézi kohéziómérıvel<br />
(pocket vane tester) mértünk vízzel telített<br />
talajfelszínen az ASTM Standard, D<br />
2573-94 nemzetközi szabvány szerint<br />
(CZIBULYA, 2009). 25 db bolygatatlan<br />
talajmintát vettünk a talaj térfogattömegének<br />
meghatározásához. Két lejtı mentén<br />
üledékcsapdákat helyeztünk el az<br />
erózióval mozgó üledék csapadék eseményenkénti<br />
felfogásához. A csapadékadatokat<br />
2008-tól mértük saját helyszíni<br />
ombográfiai berendezéssel.<br />
A talajerózió meghatározásához a<br />
Németországban kifejlesztett talajeróziót<br />
becslı modellt, az EROSION<br />
2D/3D-t használtuk (MICHAEL, 2000,<br />
KITKA et al., 2006). A begyőjtött mintákon<br />
laborvizsgálatokat végeztünk, és<br />
meghatároztuk azokat a talajjellemzıket,<br />
amelyek az EROSION 2D/3D bemeneti<br />
paramétereiként szolgálnak.<br />
Ezek közül a legfontosabbak a szemeloszlás,<br />
humusztartalom, térfogattömeg, 1. ábra Területhasználat, mintavételi pontok<br />
nedvességtartalom.<br />
Az eróziós modell futtatásához létre kellett hoznunk azokat a digitális térképállományokat,<br />
amelyek az E3D Preprocessorának bemeneti fájljait adják. Ehhez a pontszerő<br />
mérésekbıl és a terepi térképezés tapasztalataiból megszerkesztettük a területhasznosítási<br />
és a talajtérképet is. A mintavételi pontok helyét GPS mérımőszerrel rögzítettük.<br />
A kapott nagyszámú adat feldolgozását Microsoft Excel szoftverrel végeztük el.<br />
Az EROSION 3D a becslést a csapadékadatok, a domborzatmodell (DDM), a területhasználat<br />
és a fizikai talajtípus alapján meghatározott talajparaméterek segítségével csapadékeseményenként<br />
végzi el, amelyet a DDM minden egyes 5x5 m-es cellájára megad,<br />
nettó erózió (érkezı és távozó anyag különbsége - kg/m 2 ) és a távozó talajmennyiség<br />
(kg/m 2 ) formájában. A modell GIS környezetben mőködik, ezért a bemeneti adatokat<br />
ArcView és ArcGIS szoftverekkel dolgoztuk fel. A modellt 5 erozív csapadékeseményre<br />
futtattuk le (2. ábra). Erozív csapadékeseménynek tekintettük azokat a csapadékokat<br />
amelyeknél a csapadékhullás intenzitása a 10 mm/h-t meghaladta.<br />
A humuszanyagok környezetvédelmi szerepének értékelésére HARGITAI (1987) több<br />
mutatót is kidolgozott. A Q érték a humuszminıséget kifejezı érték. Meghatározása azon<br />
alapszik, hogy egy talajminta humuszanyagait kétféle oldószerrel, NaF-dal és NaOH-dal<br />
oldjuk ki, majd az oldatot rázás, 48 óra állás után 533 nm hullámhosszúságú fénnyel<br />
fotometrálással vizsgáljuk. A NaF-oldatban a humifikáltabb, Ca-ionokal telített nagymértékben<br />
polimerizált, a NaOH- oldatban pedig a nyersebb, frissen képzıdött, nem<br />
humifikált, kevésbé kedvezı tulajdonságú szerves anyagok, fulvósavak oldódnak ki. Ha<br />
a Q>1, azt jelenti, hogy a jó minıségő humuszanyagok vannak túlsúlyban, ha Q
Borcsik – Farsang – Barta – Kitka<br />
nyers humuszanyagok túlsúlya érvényesül. A K érték az ún. humuszstabilitási koefficiens,<br />
értékét úgy kapjuk meg, ha a Q értéket osztjuk a talaj összes szervesanyagtartalmával:<br />
Q=ENaF/ENaOH; K=Q/H. A K érték tehát a humuszminıséget is magában<br />
foglaló, egységnyi humusztartalomra vonatkoztatott érték. K értékével nı a humifikáció<br />
és ennek köszönhetıen a kelátképzés fokozottabb. A jó minıségő humuszanyagban különösen<br />
sok a nitrogén, amely fokozza a szennyezı ionnal vagy molekulával a kötés<br />
kialakításának lehetıségét (HARGITAI, 1961, 1987, 1993).<br />
Laborvizsgálatainkat az SZTE TTIK Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék<br />
NAT által akkreditált Talajvizsgálati Laboratóriumában folytattuk. A statisztikai<br />
elemzést az SPSS for Windows 15.0 programmal végeztük.<br />
Csapadékesemény 2008.06.27.<br />
intenzitás (mm/h)<br />
60,00<br />
50,00<br />
40,00<br />
30,00<br />
20,00<br />
10,00<br />
0,00<br />
0 2 4 6 8 10 12 14<br />
10 min<br />
Csapadékesemény 2008.06.06<br />
Csapadékesemény 2008. 09. 12<br />
Intenzitás (mm/h)<br />
25,00<br />
20,00<br />
15,00<br />
10,00<br />
5,00<br />
0,00<br />
0 1 2 3 4 5 6<br />
10 min<br />
intenzitás (mm/h)<br />
35,00<br />
30,00<br />
25,00<br />
20,00<br />
15,00<br />
10,00<br />
5,00<br />
0,00<br />
0 5 10 15 20<br />
10 min<br />
Csapadékesemény 2008.08.08<br />
Csapadékesemény 2008.08.23.<br />
intenzitás (mm/h)<br />
90,00<br />
80,00<br />
70,00<br />
60,00<br />
50,00<br />
40,00<br />
30,00<br />
20,00<br />
10,00<br />
0,00<br />
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9<br />
10 min<br />
intenzitás (mm/h)<br />
16,00<br />
14,00<br />
12,00<br />
10,00<br />
8,00<br />
6,00<br />
4,00<br />
2,00<br />
0,00<br />
0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5<br />
10 min<br />
Vizsgálati eredmények<br />
130<br />
2. ábra A modellezett csapadékesemények idıbeli lefutása<br />
A mérési eredményeink (3., 6. ábra) szerint a talaj szervesanyag tartalma 0,77 %-7,55 %<br />
között, a vízgyőjtı termırétegének vastagsága 10-100 cm között változik. A nagy változatosság<br />
oka nemcsak az erózióra és a depozícióra vezethetı vissza, hanem a területhasználatra<br />
is. A humusztartalom szoros kapcsolatot mutat a területhasznosítással, hiszen<br />
az erdık alatt 5 % felett, gyepeken 2-3 %, szántókon 1 és 2 % között változik (3. ábra), a<br />
szántóterületeken további differenciálásra volt szükség, a térképezett erodált foltok és a
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése...<br />
domborzatmodell alapján különítettük el a talajfoltokat. A szántók legerodáltabb helyein<br />
0,77%-1,8 % -os értékeket tapasztaltunk, itt a termıréteg vastagság is a minimum értékhez<br />
közelített. A legnagyobb szervesanyag mennyiséget egy akácerdı talajában, a 100<br />
cm körüli ill. azt meghaladó termıréteg vastagsági értékeket pedig a depozíciós zónában,<br />
a déli völgytalpi területeken mértük. A talajban a Q értékek átlagát vizsgálva (1. táblázat)<br />
a jó minıségő humuszanyagok (Q>1) vannak túlsúlyban. A Q=1 viszonyszámot meghaladó<br />
értéket a szántókon és a gyepeken, Q
Borcsik – Farsang – Barta – Kitka<br />
tartalom, termıréteg vastagság (3.-4.-6. ábra). Ezek alapján modelleztük a vízgyőjtıre<br />
pixelenként és csapadékeseményenként kg/m 2 -ben az eróziót, akkumulációt, ill. a kettı<br />
eredıjeként a nettó eróziót (5. ábra). A modell kalibrálását, validálását, érzékenységi<br />
tesztek elkészítését Kitka Gergely Velencei-hegységi mintaterületekre korábban már<br />
elvégezte (KITKA, 2010). A területhasználatból adódóan a vízgyőjtı erózióval leginkább<br />
veszélyeztetett részei a szántóföldi mővelés alatt álló mezıgazdasági táblák. A<br />
vízgyőjtı ÉNy-i medencéjének talpvonalában az 5 erozív csapadékesemény nettó eróziójának<br />
átlaga 255 t/ha. Ez az eredmény 4 mintavételi pontban szimulált eredmény<br />
átlaga, amely azonban mutatja, hogy a nagy kiterjedéső szántóföldi táblás mővelés<br />
legalább olyan veszélyes, mint a nagyüzemi szılımővelés a vízgyőjtı DK-i lejtıin.<br />
5. ábra Nettó erózió (t/ha) 6. ábra Termıréteg vastagság (cm)<br />
A vízgyőjtı alsó medencéjének völgytalpán a nettó erózió átlaga az 5 csapadékeseményre<br />
91 t/ha. A vízgyőjtı ÉK-i medencéjének felsı harmada gyeppel, legelıvel<br />
borított rész, mégis viszonylag nagy eróziós értéket produkál, ami elsısorban a meredek<br />
lejtıszöggel (5-26 o ) magyarázható. A szılı ültetvényrıl 3 pontból származtatott<br />
átlag nettó erózió 88 t/ha. Az erdıvel borított területek alacsony eróziós rátákkal jellemezhetık.<br />
A legnagyobb erózióval járó csapadékesemény a 2008. augusztus 8-i volt,<br />
amely intenzitása volt a legnagyobb az összes vizsgált csapadékesemény közül. Az<br />
eróziós térképeken jól kirajzolódik a patak és az utak üledékszállító funkciója (lásd<br />
vízgyőjtı DK-i részén található betonút). A 2, 4, 5. ábrákon jól megfigyelhetı, hogy a<br />
nagy lejtıszög mellett és mentén, szántó mővelési ágnál találhatók az eróziónak leginkább<br />
kitett területek. A talaj nettó eróziójának nagysága jól követi a lejtık profilját (4.,<br />
5. ábra), valamint a területhasználat változásait (1. ábra).<br />
132
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése...<br />
A modelleredmények szerint a legnagyobb mennyiségő talajt (355 t/ha) a 47. számú<br />
mintavételi pont közelében a 2008. 08. 08–án hullott csapadék erodálta le, ez a vízgyőjtı<br />
déli részén található, a lejtıszög 11,17 o , a mővelési ág szántó. Ez a mintaterület<br />
leginkább erózióveszélyes része. A fent említett jellemzıkön kívül számos egyéb tényezı<br />
is hozzájárul a magas eróziós rátához, mint például az alacsony kohézió és az<br />
adott cellához tartozó vízgyőjtı nagysága.<br />
7. ábra A feltalaj humuszstabilitási (Q) értékei 8. ábra A humuszelmozdulás (kg/ha) a<br />
2008. 06. 06-i csapadékesemény hatására<br />
Az erózióval elmozduló humusz mennyiségét (kg/ha) a 8. ábrán szemléltettük. A<br />
humusz elmozdulás értéke a csapadék mennyiségétıl és intenzitásától erıteljesen függ<br />
(2. táblázat), egy intenzív és tartós csapadék alkalmával akár 400, ill. 1000 kg humusz<br />
elmozdulás is prognosztizálható hektáronként.<br />
2. táblázat A jellemzı humusz elmozdulás értékek a vízgyőjtın,<br />
modell eredmény két csapadék eseményre<br />
2008.06.06. 2008.08.23.<br />
Maximum 1023 kg/ha 338,2 kg/ha<br />
Szórás 49,6 kg/ha 13,4 kg/ha<br />
Átlag 28,6 kg/ha 6,42 kg/ha<br />
Az egy lejtın belül zajló eróziós és humusz átrendezıdési folyamatok feltárására az<br />
Erosion2D szoftvert alkalmaztuk. A 9. ábrán azon, mintegy 300 m hosszú (5 o -25 o ) lejtı<br />
profilját ábrázoltuk, amelyre az E2D szoftverrel modelleztük a talajeróziót. A modelle-<br />
133
Borcsik – Farsang – Barta – Kitka<br />
zett nettó erózió átlagos értéke a lejtı mentén 1,72 t/ha volt (ASZTALOS, 2010). A maximális<br />
eróziónál két nagyságrenddel kisebb érték azzal magyarázható, hogy itt csak<br />
egy oldalirányú kiterjedés nélküli lejtı jelentette a vízgyőjtıt, míg a legnagyobb erózióval<br />
jellemezhetı pixeleknek 3-4 ha-os vízgyőjtı területük van. A 10. ábrán a 2008.<br />
08. 08-i csapadékeseményt követıen a két vizsgált lejtın győjtött talaj- és üledékminták<br />
humusz mennyiségi és minıségi adatait ábrázoltuk. Az elmozduló üledékben a<br />
helyben található talajhoz képest a humusz tartalom dúsul, a feldúsulási faktor (FF humusz<br />
= humusz% üledék / humusz% talaj ) a két lejtıszegmensre és a vizsgált 5 csapadékeseményre<br />
vonatkoztatva (n=47) 1.063. Egyváltozós t próbával teszteltük, hogy a feldúsulási<br />
faktorokból számított átlag értékek szignifikánsan (95%-os szignifikancia szinten)<br />
eltérnek-e 1-tıl. Megállapítottuk, hogy tényleges humusz feldúsulásról van szó, a feldúsulási<br />
faktor szignifikánsan nagyobb, mint 1. A humuszminıséget jellemzı Q és a K<br />
értékek viszont csökkennek az üledékben, mindemellett a humusz százalékos értéke<br />
rapszódikusan változik (10. ábra).<br />
9. ábra A vizsgált lejtı profilja és nettó eróziós értékei (2008. 06. 06.) (t/ha) (ASZTALOS, 2010)<br />
10. ábra A lejtıprofilok mentén győjtött talaj- és üledékminták humuszvizsgálati eredményei<br />
Az erózió a nyers humuszanyagok mennyiségének lejtés irányába történı növekedését<br />
eredményezi. A kapott értékek arra hívják fel a figyelmet, hogy a vízben jól oldódó<br />
nyers humuszanyagok, fulvosavak aránya növekszik a lejtés irányában. A völgytalpakon<br />
a depozíciós zónákban a könnyen oldódó szerves vegyületek kerülnek túlsúlyba,<br />
mert ezek az esızések hatására könnyebben elmozdulhatnak a talajban. Adat-<br />
134
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése...<br />
bázist hoztunk létre az 54 vizsgálati pontban mért humusz mennyiségi és minıségi<br />
adatokból, az adott pontokban mért lejtıszögbıl, a vizsgált öt csapadék eseményre<br />
modellezett talajeróziós értékekbıl, valamint a mérési pontokban tapasztalt termıréteg<br />
vastagságból. Az erózióval leginkább érintett szántó mővelési ágú területrıl vett mintákból<br />
(33 elemszám, 18 változó) a lehetséges összefüggéseket SPSS 15.0 szoftverrel<br />
vizsgáltuk. A 3. táblázatban a Pearson féle korreláció számítások eredményét összegeztük,<br />
a szignifikáns kapcsolattal (SZD ≤0,05) rendelkezı elempárok kiemelésével.<br />
Az elhelyezkedés szerint készített (völgytalp, depozíciós zóna) adatsorok elemzésénél<br />
szignifikáns kapcsolatot találtunk a humusz mennyisége és a NaOH-oldószerrel mért<br />
humuszminıségi érték között (r 2 =0,629), a kapcsolat jól mutatja az erózió által a<br />
völgytalpra szállított nyers humuszanyagok jelenlétét.<br />
Szignifikáns pozitív korrelációt kaptunk a lejtıszög és a humuszmennyiség között,<br />
de ebben az esetben a két változó nem tekinthetı függetlennek, mivel a legmeredekebb<br />
lejtık éppen az erózióveszély miatt mővelésre alkalmatlanok, azokat erdık borítják, s<br />
alattuk magasabb, akár 6-7 %-os humusztartalom is elıfordulhat.<br />
3. táblázat A vizsgált paraméterek korrelációs mátrixa<br />
x=korreláció 0,05-s szignifikancia szinten, xx=korreláció 0,01-s szignifikancia szinten<br />
(A szignifikáns kapcsolatokat csak független változók, illetve ok-okozati kapcsolatok esetén jelöltük.)<br />
Correlation<br />
Pearson<br />
h (%)<br />
T.réteg.<br />
(cm)<br />
h (%) 1<br />
Termıréteg<br />
(cm)<br />
-0,23 1<br />
NaOH -0,17 -0,27 1<br />
NaF 0,08 -0,27 0,76xx 1<br />
NaOH NaF Q K<br />
Q 0,31 -0,23 -0,08 0,56 1<br />
net er<br />
(t/ha)<br />
06.06<br />
net er<br />
(t/ha)<br />
08.08<br />
net er<br />
(t/ha)<br />
09.12<br />
üledék<br />
(kg)<br />
06.06<br />
üledék<br />
(kg)<br />
08.08<br />
K 0,36 -0,25 -0,16 0,45 0,98 1<br />
net er (t/ha)<br />
- -<br />
-0,15 0,31 0,05 -0,05<br />
06.06<br />
0,14 0,14<br />
1<br />
net er (t/ha)<br />
- -<br />
0,29x 0,06 0,34x 0,11<br />
08.08<br />
0,19 0,20<br />
0,57 1<br />
net er (t/ha) -<br />
- -<br />
0,08 0,13 -0,064<br />
09.12 0,31x<br />
0,20 0,20<br />
0,54 0,89 1<br />
üledék (kg)<br />
- -<br />
-0,07 0,26 0,541xx 0,36x<br />
06.06<br />
0,10 0,15<br />
0,51 0,68 0,54 1<br />
üledék (kg)<br />
- -<br />
-0,05 -0,11 0,85xx 0,57xx<br />
08.08<br />
0,14 0,19<br />
0,13 0,51 0,31 0,43 1<br />
üledék (kg)<br />
- -<br />
-0,19 0,29 0,61xx 0,32<br />
09.12<br />
0,21 0,25<br />
0,49 0,71 0,71 0,81 0,33<br />
lejtıszög 0,44 -0,21 -0,05 0,02 0,15 0,24 -0,04 0,04 0,02 0,07 0,02<br />
Összegzés<br />
A munkánk célja a Szálka település mellett található mintegy 2 km 2 területő vízgyőjtın<br />
zajló talajeróziós folyamatok modellezése, valamint a talajerózió és a humusz átrendezıdési<br />
folyamatok kapcsolatának feltárása. Vizsgálati területünkön a talaj szervesanyag<br />
tartalma 0,77-7,55 % értékek között, a vízgyőjtı termırétegének vastagsága 10-100 cm<br />
135
Borcsik – Farsang – Barta – Kitka<br />
között változik. A nagy változatosság oka nemcsak az erózióra és a depozícióra vezethetı<br />
vissza, hanem a területhasználatra is.<br />
Egy kiválasztott 300 m hosszú lejtın az E2D szoftverrel modelleztük a talajeróziót.<br />
A nettó erózió értéke a lejtı mentén 2008. 06. 06-i csapadékesemény alkalmával átlagosan<br />
1,72 t/ha volt. Az elmozduló üledékben a helyben található talajhoz képest a<br />
humusztartalom dúsul, a feldúsulási faktor a vizsgált 5 csapadékeseményre vonatkoztatva<br />
1,063. A lejtı mentén a humuszminıséget jellemzı Q és a K értékek csökkennek<br />
az üledékben. A kapott értékeket arra hívják fel a figyelmet, hogy a vízben jól oldódó<br />
nyers humuszanyagok, fulvosavak aránya növekszik a lejtés irányában. A humusz elmozdulás<br />
értéke a csapadék mennyiségétıl és intenzitásától erıteljesen függ, egy intenzív<br />
és tartós csapadék alkalmával akár 400, ill. 1000 kg humusz elmozdulás is prognosztizálható<br />
hektáronként.<br />
Az Erosion3D modell futtatásához a teljes vízgyőjtıre elkészítettük a szükséges digitális<br />
domborzatmodellt, területhasználat, felszín borítottság, érdesség, szemcseösszetétel,<br />
szervesanyag tartalom, termıréteg vastagság térképeket. Ezek alapján modelleztük<br />
a vízgyőjtıre pixelenként és csapadékeseményenként a nettó eróziót és meghatároztuk<br />
a vízgyőjtı erózióval leginkább veszélyeztetett részeit. Az eredmény azt mutatja,<br />
hogy a nagy kiterjedéső szántóföldi táblás mővelés legalább olyan veszélyes, mint a<br />
nagyüzemi szılımővelés.<br />
Eredményeink közül legfontosabbnak azt tartjuk, hogy az elhelyezkedés szerint készített<br />
(völgytalp, depozíciós zóna) adatsorok elemzésénél szignifikáns kapcsolatot<br />
kaptunk a humusz mennyisége és a NaOH-oldószerrel mért humuszminıségi érték<br />
között (r 2 =0,629). A kapcsolat jól mutatja az erózió által a völgytalpra szállított nyers<br />
humuszanyagok jelenlétét.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A kutatás az OTKA K 73093 sz. projekt támogatásával valósult meg.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ASTM Standard, D 2573-94 nemzetközi szabvány<br />
ASZTALOS, J. (2010). A területhasználat talajerózióra gyakorolt hatásának vizsgálata az<br />
Erosion-2D modell alkalmazásával, kézirat, SZTE TTIK TFGT.<br />
BARTA, K. (2004). Talajeróziós modellépítés a EUROSEM modell nyomán. Doktori (PhD)<br />
értekezés, Szeged.<br />
CZIBULYA, ZS. (2009). Talajszuszpenziók reológiai vizsgálata. Doktori (PhD) értekezés. Szeged.<br />
39-40.<br />
DUTTMANN, R. (1999). Partikulare Stoffverlagerungen in Landschaften Geosyntesis, 10, 233.<br />
FARSANG, A. BARTA, K. (2004). A talajerózió hatása a feltalaj makro- és mikroelem tartalmára.<br />
Talajvédelem különszám, Talajvédelmi Alapítvány Kiadó, 268-276.<br />
FARSANG, A., KITKA, G., BARTA, K. (2005). Modelling of soil erosion and nutrient transport to<br />
serve watershedmanagement: case study in a subwatershed of Lake Velence in Hungary. In<br />
Europen Geosciences Union Geophysical Research Abstracts, Volume 7, EGU05-A-01921.<br />
FARSANG, A., KITKA, G., BARTA, K. (2006). Talajerózió és foszforátrendezıdési folyamatok<br />
térképezése kisvízgyőjtın. Talajvédelem különszám, Talajvédelmi Alapítvány Kiadó, 170-<br />
184.<br />
HARGITAI, L. (1961). A humuszban lévı nitrogén szerepe a talajok nitrogén-gazdálkodásában.<br />
Keszthelyi Mezıgazdasági Akadémia Kiadványai, No. 4, Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
136
Humuszanyagok mennyiségi és minıségi eróziójának mérése...<br />
HARGITAI, L. (1987). Az ekvivalens humuszkészlet agrokémiai és környezetvédelmi jelentısége.<br />
Kertészeti Egyetem Közleményei, Budapest, 51, 260-267.<br />
HARGITAI, L. (1993). The role of organic matter content and humus quality in the maintenance<br />
of soil fertility and in environmental protection. Landsc. Urban Plan., 27 (2-4), 161-167.<br />
ISRINGHAUSEN, S. (1997). GIS-gestützte Prognose und Bilanzirung von Feinboden und<br />
Nahrstoffaustragen in einem Teileinzugsgebiet der oberen Lamme in Südniedersachsen.<br />
Diplomarbeit, Universitat Hannover, 34-42.<br />
JAKAB, G., KERTÉSZ, Á., MADARÁSZ, B., RONCZYK, L., SZALAI, Z. (2010). Az erózió és a domborzat<br />
kapcsolata szántóföldön, a tolerálható talajveszteség tükrében. Tájökológiai Lapok, 8<br />
(1), 35-45.<br />
KITKA, G., FARSANG, A., BARTA, K. (2006). Erosion modelling with E3D to serve of watershed<br />
management in the Velence Mountains. In Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen<br />
Gesellschaft, Band 108, 67-68.<br />
KITKA, G. (2010). Az Erosion 3D modell magyarországi adaptálása és alkalmazhatóságának<br />
vizsgálata kisvízgyőjtık tájhasználati tervezésében. PhD értekezés, Szeged.<br />
MAROSI, S., SOMOGYI, S. (szerk.) (1990). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere 2. MTA Földrajztudományi<br />
Kutató Intézet, Budapest, 564-568.<br />
MICHAEL, A. (2000). Anwendung des physikalisch begründeten erosions prognosemodells<br />
Erosion 2D/3D- empirische Ansätze zur Ableitung der Modellparameter. Ph.D dolgozat,<br />
Universität Freiberg.<br />
SISÁK I., MÁTÉ F. (1993). A foszfor mozgása a Balaton vízgyőjtıjén. Agrokémia és Talajtan, 42<br />
(3-4), 257-269.<br />
THYLL, SZ. (szerk.) (1992). Talajvédelem és vízrendezés dombvidéken. Mezıgazda Kiadó.<br />
Budapest, 11-40.<br />
VÁRALLYAY, GY., CSATHÓ, P., NÉMETH T. (2005). Az agrártermelés környezetvédelmi vonatkozásai<br />
<strong>Magyar</strong>országon. In KOVÁCS, G., CSATHÓ, P. (szerk.) A magyar mezıgazdaság<br />
elemforgalma 1901 és 2003 között. Agronómiai és környezetvédelmi tanulságok, MTA<br />
TAKI, Budapest, 155-188.<br />
137
138
PARCELLÁS ERÓZIÓMÉRÉSEK<br />
MAGYARORSZÁGON<br />
Jakab Gergely 1 , Centeri Csaba 2 , Madarász Balázs 1 , Szalai Zoltán 1 ,İrsi Anna 1 ,<br />
Kertész Ádám 1<br />
1 MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, Természetföldrajzi Osztály, Budapest<br />
2 SZIE Környezetgazdálkodási Intézet, Természetvédelmi Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: jakabg@mtafki.hu<br />
Összefoglalás<br />
A talajerózió gazdaságilag is meghatározó jelentısége miatt számszerősítése, elırejelzése alapvetı<br />
fontosságú. Bár egyes részletek jól leírhatók a fizika törvényeivel, a folyamat egésze csak<br />
empirikus úton közelíthetı, amihez minél több mért adat szükséges. Az eróziós adatgyőjtés<br />
leginkább elterjedt módszere a parcellás mérés. Hazánkban a felületi rétegerózió jellemzıen a<br />
Dunántúlt és az északi országrészt fenyegeti, ezért a parcellák kialakítása is ezeken a területeken<br />
történt. A legtöbb parcellán fedetlen felszínő, folyamatosan magágy állapotban tartott talajállapot<br />
mellett mérték a természetes esık erodáló hatását, ezzel határozva meg az USLE<br />
(Universal Soil Loss Equation) „K” tényezıjét. Emellett vizsgálatok folytak a különféle szántóföldi<br />
kultúrák és a folyamatos fedettség (gyep, erdı) talajvédı hatásának mérésére is. A parcellák<br />
mérete 8-1200m 2 között változott.<br />
A nagymennyiségő mért adat ellenére csak elenyészı számban jelentek meg publikált mérési<br />
eredmények, miáltal a hazai kutatás, erózióbecslés, modell kalibrálás csak nehezen tud elırelépni.<br />
Új mérések hiányában legalább a már megmért eredmények közzététele alapvetı fontosságú<br />
lenne.<br />
Summary<br />
Soil erosion has a significant role both in ecology and in economy therefore its quantification<br />
and prediction are important. Although some details can be described using physical equations,<br />
the whole process is rather complicated and can be determined only empirically, which requires<br />
large measured datasets. Plot measurement is the most convenient, accordingly the most popular<br />
way of erosion data capture. In Hungary the northern and the western part of the country are<br />
endangered by sheet erosion hence the plots were carried out in these parts of the country. Most<br />
of the plots were constructed to determine the “K” factor of the USLE (Universal Soil Loss<br />
Equation) under permanently tilled soils without vegetation cover. Besides, the soil protection<br />
effect of the various field crops and the additional land use types (forest, pasture) was also<br />
measured. Plot sizes varied between 8-1200 m 2 .<br />
Despite the huge amount of measured data, only a few of them were published yet. With the<br />
lack of measured data, the national erosion research, erosion prediction, model calibration have<br />
remarkable difficulties. Without the financial base of additional plot measurements, the publication<br />
of the already gathered data would be absolutely necessary.<br />
Bevezetés<br />
A talajerózió folyamatának megismerése, számszerősítése leggyakrabban tapasztalati<br />
úton – terepi és laboratóriumi mérések alapján – történik (KIRKBY et al,. 2003). Ugyanakkor<br />
a mért adatok kiterjeszthetısége mind idıben (DE VENTE, POESEN, 2005) mind<br />
térben (STROOSNIJDER, 2005) komoly nehézségekbe ütközik.<br />
139
Jakab – Centeri – Madarász – Szalai – İrsi – Kertész<br />
A parcella léptékő erózió mérés a lehetı legjobb módszer a talaj erodálhatóságának<br />
meghatározására, vagy a domborzat, növényzet, talajmővelés stb. talajpusztulásban<br />
betöltött szerepének számszerősítésére (WISCHMEIER, SMITH, 1978). Habár a parcellákról<br />
egzakt módon meghatározható mind a felületi lefolyás, mind a talajveszteség<br />
(LE BISSONNAIS et al., 1998; JOEL et al., 2002) a parcellák számos speciális környezeti<br />
tulajdonságát nem lehet általánosítani, ezért e mérések önmagukban nem szolgáltatnak<br />
elegendı információt a talajpusztulás regionális, vagy országos mértékérıl (VAN-<br />
CAMP et al., 2004). Modellkísérletek során, esı-szimulátorok alkalmazásával e problémák<br />
egy része kiküszöbölhetı azonban e módszer nem helyettesítheti a természetes<br />
csapadékok által okozott talajpusztulás eredményeket (MATHYS et al., 2005; DE<br />
VENTE, POESEN, 2005).<br />
A parcellák mérete és alakja nagyon fontos paraméter az eredmények összehasonlíthatósága<br />
szempontjából. A parcella hosszúsága alapvetıen befolyásolja a felszín<br />
borítottságának lefolyáscsökkentı hatását. (SMETS et al., 2009).<br />
Egész Európában meglehetısen nagy számban telepítettek eróziómérı parcellákat<br />
melyekrıl tekintélyes mennyiségő mért adat jelent meg (VACCA et al., 2000;<br />
JANKAUSKAS, JANKAUSKIENE, 2003; CERDAN et al., 2006; GONZÁLEZ-HIDALGO et al.,<br />
2007). A környezı országokban szintén többé-kevésbé hozzáférhetı adatokat találunk<br />
a parcellás mérések eredményeirıl (IONITA et al., 2006; HRVATIN et al., 2006;<br />
STANKOVIANSKY et al., 2006). Hazánkban is létesültek eróziómérı parcellák melyek<br />
különbözı környezeti feltételek mellett követték nyomon a talajpusztulást, azonban a<br />
mérési eredményeknek csak egy töredéke jelent meg publikáció formájában és ezek is<br />
zömmel magyar nyelven.<br />
Jelen közlemény célja, hogy röviden áttekintse a <strong>Magyar</strong>országon mért parcellás talajpusztulásról<br />
megjelent publikációkat. Az összegyőjtött adatok alapján a szerzık<br />
megvizsgálják az alkalmazott méréstechnika elınyeit, hátrányait, a továbblépés lehetséges<br />
irányát, az adatok összehasonlításának, ill. az adatbázis egységesítésének lehetıségét.<br />
Anyag és módszer<br />
A fellelhetı irodalmi adatok áttekintése során nem vettük figyelembe a csak részlegesen<br />
elérhetı formában található eredményeket. A PhD értekezések és konferencia kiadványok<br />
közül is csak a számunkra hozzáférhetıeket tudtuk vizsgálni. Hazánkban<br />
igen jelentıs mennyiségő mérést végeztek esı-szimulátorok alkalmazásával (BARTA,<br />
2001, 2004; BARTA et al., 2004; HAUSNER, SISÁK, 2009; CENTERI et al., 2009, 2010)<br />
azonban mivel a mesterséges csapadékok jelentısen különbözhetnek a természetesektıl,<br />
e vizsgálatokat jelen tanulmányban nem soroltuk a parcellás mérések tárgykörébe.<br />
Valószínősíthetı, hogy helyi, kis példányszámú kiadványokban, diplomadolgozatokban<br />
stb. lennének még adatok ám ezek nem elérhetık.<br />
Az erózió által leginkább fenyegetett területek az ország Ny-i és É-i részein vannak,<br />
következésképp az eróziómérı parcellák is ezeken a területeken épültek föl.<br />
Eredmények<br />
A módszertani részben megfogalmazottak alapján összesen 17 közlemény 11 helyszínen<br />
mért adatait vizsgáltuk (1. ábra, 1. táblázat). <strong>Magyar</strong>országon az 50-es évektıl<br />
kezdıdıen indult meg a parcellák kiépítése és az erózió mérése. A parcellák mérete a<br />
2m 2 -tıl 1200m 2 -ig változott, jellemzıen erdıtalajokon, váztalajokon és lejtıhordalék<br />
140
Parcellás eróziómérések <strong>Magyar</strong>országon<br />
talajokon létesültek. Területhasználatukban meghatározó a folyamatos magágy állapot,<br />
illetve a szántóföldi kultúrák. A rövidebb idıtávú mérések mellett léteznek olyan méréssorozatok,<br />
melyek meghaladják a 10 éves idıtartamot.<br />
1. ábra Parcellás eróziómérések helyszínei <strong>Magyar</strong>országon<br />
A mért eredmények a legtöbb esetben csapadékeseményhez kötött lefolyás és talajveszteség<br />
értékek. Egyes esetekben megtörtént az egyedi értékek összesítése, illetve a<br />
„K” (erodálhatósági tényezı) (WISCHMEIER, SMITH, 1978) számítása is. Gyakran elıkerülı<br />
probléma a térfogat illetve tömeg alapú mérések átváltása és összehasonlítása. A<br />
tömeg alapú mérések csak az eredeti szerkezető talaj porozitásának ismeretében számíthatóak<br />
térfogat, vagy talajréteg vastagság értékekre. A térfogatban mért talajveszteség<br />
porozitása – a hordalék tömörödése miatt – jóval kisebb, mint az eredeti szerkezető<br />
talajé, ezért e talajveszteség érték sem feleltethetı meg közvetlenül a parcelláról eltávozott<br />
értéknek.<br />
Általánosságban elmondható, hogy habár e mérési módszer hazánkban is hatékony és<br />
jól alkalmazható, az eredmények közzététele meglehetısen csekély. A megjelentetett<br />
adatok is általában összefoglaló jellegőek a nyers eredményekhez nehéz a hozzáférés.<br />
A parcellás méréseket általában éves idıszakonként értékelik, az eredmények éves<br />
periódusokra vetítik ki, holott gyakran az éves talajpusztulás értékek meghatározó részéért<br />
csak néhány csapadékesemény felelıs. Ezt a jelenséget többen is leírták a<br />
mediterraneum területérıl, azonban a mérések tanúsága szerint <strong>Magyar</strong>országon is<br />
egyre inkább ez a helyzet, hiszen a csekély visszatérési valószínőségő csapadékok hazánkban<br />
is egyre gyakoribbak és hevesebbek.<br />
Az eltérı metodikájú, idıtartamú és területő méréseket éves szinten nehéz összehasonlítani.<br />
A források jellemzıen vagy csak egyes csapadékeseményeket emelnek ki és<br />
az ezekhez köthetı lefolyást és talajpusztulást tárgyalják, vagy az adatokat éves öszszegzésben<br />
adják meg. Ezen éves összegzés sokkal alkalmasabb az összehasonlításra,<br />
azonban ez esetben fontos szempont a K tényezı ismertetése mellett az összesített csapadékfaktor,<br />
lefolyás és talajveszteség adatok közlése is, hiszen ezek nélkül a K tényezı<br />
önmagában csak nagyon szők összehasonlíthatóságot eredményez.<br />
141
1. táblázat Parcellás eróziómérések helyszínei és fıbb adatai a forrás feltüntetésével (USLE=általános talajveszteség-becslési egyenlet,<br />
ABET=agyagbemosódásos barna erdıtalaj, Ramann=Barnaföld, =bizonytalan, vagy hiányzó adat)<br />
Helyszín<br />
Mérés célja<br />
Parcella<br />
méret (m)<br />
Parcellák<br />
száma<br />
Talaj<br />
Területhasználat<br />
Mérési<br />
idıszak<br />
Lejtés<br />
(%)<br />
Forrás<br />
Csákvár<br />
USLE<br />
K tényezı<br />
1x8<br />
10<br />
váztalajok<br />
fekete ugar<br />
1990-<br />
1997<br />
14<br />
KERTÉSZ, RICHTER, 1997<br />
KERTÉSZ et al. 2004,<br />
Visz<br />
USLE<br />
K, C tényezı<br />
2x22<br />
4<br />
Ramann<br />
fekete ugar<br />
kaszáló<br />
1999<br />
9<br />
TÓTH et al., 2001.;<br />
TÓTH, 2004<br />
Kisnána<br />
Erodálhatóság<br />
változó<br />
6<br />
ABET<br />
erdı, irtás<br />
1958-<br />
2009<br />
<br />
BÁNKY, 1959<br />
Jakab – Centeri – Madarász – Szalai – İrsi – Kertész<br />
Püspökszilágy<br />
Szentgyörgyvár<br />
Bátaapáti<br />
Pilis-marót<br />
Bakony-nána<br />
Abaúj-szántó<br />
Károlyfalva<br />
Pátka<br />
Mővelésmód<br />
hatása<br />
USLE<br />
K tényezı<br />
USLE<br />
K tényezı<br />
Erodálhatóság<br />
Erodálhatóság<br />
Erodálhatóság<br />
Modell kalibrálás<br />
24x50<br />
2x22<br />
2x22<br />
változó<br />
változó<br />
2x10<br />
0,8x2,5<br />
2x20<br />
1,8x60<br />
4<br />
4<br />
2<br />
6<br />
6<br />
16<br />
4<br />
3<br />
ABET<br />
ABET,<br />
Ramann<br />
geotextil hatásának<br />
vizsgálata<br />
Lejtıhordalék<br />
ABET<br />
ABET<br />
Ramann<br />
Ramann<br />
Ramann<br />
Csernozjom<br />
szántó<br />
fekete ugar<br />
fekete ugar<br />
szántó<br />
szántó<br />
szılı<br />
gyümölcsös<br />
fekete ugar<br />
szántó, szılı<br />
gyümölcsös<br />
2003-<br />
2009<br />
2000<br />
2004<br />
1982-<br />
1985<br />
1976-<br />
1984<br />
2007-<br />
2008<br />
1986<br />
1999-<br />
2002<br />
9<br />
9<br />
9<br />
14-23<br />
18-29<br />
10-20<br />
18<br />
4-13<br />
BÁDONYI et al., 2008<br />
KERTÉSZ et al., 2007a<br />
KERTÉSZ et al., 2010<br />
BALOGH et al., 2003<br />
BALOGH et al., 2008<br />
GÓCZÁN, KERTÉSZ, 1988,<br />
1990<br />
KERTÉSZ, 1987<br />
KERTÉSZ et al., 2007b,c<br />
KERÉNYI, 1991, 2006<br />
BARTA, 2004<br />
142
Parcellás eróziómérések <strong>Magyar</strong>országon<br />
További problémát okoz a K tényezı mértékegységének hiánya, ami az alapadatok<br />
híján nem is következtethetı vissza. A közölt adatokból az is kiderül, hogy sok esetben<br />
okoz problémát a szélsıséges mennyiségő lepusztuló talaj. Ugyanazzal az infrastruktúrával<br />
kellene tudni megmérni a pár grammos és a 100 kg-os nagyságrendő lehordást.<br />
Ez a feladat a méréstechnikát is komoly probléma elé állítja, ami pedig végsı soron a<br />
mérésbiztonságot veszélyezteti. Szinte nem volt olyan forrás ahol ne találkoztunk volna<br />
a méréstechnika meghibásodásából, vagy túlterheltségébıl adódó adatvesztéssel. A<br />
források döntı többsége „kézi adatgyőjtésrıl” (a parcellákról lehordott talaj kézzel való<br />
összegyőjtése, kiszárítása, mérése) számol be, amely tovább növeli a parcellás mérések<br />
bizonytalanságát. Az észlelınek a területen kell tartózkodnia közvetlenül a lefolyást<br />
követıen és kellı körültekintéssel végezni az adatgyőjtést. Megoldás lehetne a mérések<br />
egyre nagyobb mértékő automatizálása, ez azonban igen jelentıs anyagi befektetéseket<br />
igényelne. A lefolyás összességének folyamatos regisztrálására úszó elven mőködı<br />
érzékelık alkalmazhatóak, melyeknek a pillanatnyi helyzetét egy adatgyőjtı rögzíti. Ez<br />
esetben a lefolyás által szállított nagyobb tárgyak (pl. faág) okozhatnak hibás mérési<br />
eredményeket. További gond a lefolyás talajtartalmának pontos mérése.<br />
Az elhordott talaj és az azt szállító víz különválasztását az esetek zömében ülepítéssel<br />
oldják meg. Ekkor a lefolyó anyag a gravitáció hatására különül el fázisokra ami<br />
idıigényes folyamat. Ha közben újabb lefolyást okozó csapadékesemény történik, a két<br />
elhordás összekeveredik. A másik lehetıség a szilárd és folyékony fázis elkülönítésére<br />
a szőrés. E módszer hibája, hogy a talaj jelentıs mennyiségő kolloid mérettartományba<br />
tartozó összetevıt tartalmaz, amelyeknek a szőrése légköri nyomáson nem megoldott,<br />
tehát ez esetben korrekciót kell alkalmazni.<br />
A vizsgált források alapján a csákvári mérıállomás öt talajtípusára hosszútávon<br />
meghatározott K tényezı komoly adatbázison alapul, melynek megbízhatósága jó. A<br />
klimatikus hatások (elsısorban a csapadék) egységesítése miatt az in situ talaj mellett<br />
áttelepített feltalajok lepusztulásának vizsgálata folyt. Eróziós szempontból a helyszínre<br />
szállított, áttelepített talajréteg viselkedése csak az elsı évben, az ülepedésig tér el<br />
jelentısen az eredeti szelvényétıl. Ezt követıen csak az alsóbb rétegek eltérı vízgazdálkodási<br />
hatása módosíthatja az eredményt. Mivel a vizsgált talajoknak gyakorlatilag<br />
nincs szintezettsége (váztalajok) az eredmények – e körülmény figyelembe vételével –<br />
jól közelítik a valóságot. A Viszen mért adatok nem kerültek publikálásra, itt csak a K<br />
értéke ismert, amit további feldolgozásra pl. modell kalibrálásra nem lehet használni. A<br />
vizsgált területek közül valószínőleg a kisnánai állomás rendelkezik a legteljesebb körő<br />
eróziós adatbázissal. Ennek széleskörő publikálása azonban még nem történt meg, az<br />
általunk elért adatok alapján messzemenı következtetéseket nem vonhatunk le, ill. éves<br />
összesítéseket sem tehetünk. A szentgyörgyvári adatok egyrészt igen részletesek, másrészt<br />
összefoglaló jelleggel is megjelentek, ugyanakkor jelen állapotukban további<br />
feldolgozásra csak kevéssé alkalmasak. Mivel az adatbázis bıvítése és feldolgozása<br />
jelenleg is folyik, itt remélhetıleg még nagyobb tömegő publikált adatra számíthatunk.<br />
A Püspökszilágyon és Bátaapátiban folytatott parcellás eróziómérés publikált részei<br />
inkább csak bemutató esettanulmány szinten értékesek. Az adatok pontszerő mérésként<br />
csak szők körő összehasonlítást tesznek lehetıvé. A Pilismarót és Bakonynána határában<br />
mért adatok egy részét csapadékeseményenként tárgyalják a szerzık. A mérési<br />
idıszak hossza alapján nagyobb tömegő adatra számítanánk. A közölt értékek sokszor<br />
nem összehasonlíthatóak az eltérı vagy hiányos paraméterek (pl. növényborítottság<br />
miatt, Az éves összegzések nem történtek meg. Az azóta eltelt idı hossza valószínőt-<br />
143
Jakab – Centeri – Madarász – Szalai – İrsi – Kertész<br />
lenné teszi, hogy ezt az adatbázist kiegészítı információkkal használhatóbbá lehet tenni.<br />
Az Abaújszánó határában mért eredmények közül eddig csak részletek jelentek<br />
meg, azonban az adatbázis tartalmazza mind a részletes, mind az összesített eredményeket.<br />
Ezek publikálása várhatóan a közeljövıben történik meg. A károlyfalvi eredményekbıl<br />
is csak kivonatok, egyes csapadékesemények által okozott lefolyás és talajpusztulás<br />
értékek jelentek meg. BARTA (2004) a Velencei-hegységben végzett méréseirıl<br />
szintén csak egyes részletek jeletek meg, ezek is csak kéziratban. A több éves, három<br />
mővelési ágat felölelı adatbázis mindenképpen értékes adatokat tartalmaz, közzététele<br />
lényeges, már csak azért is, hiszen a szerzı ezen adatok alapján kalibrálta majd<br />
fejlesztette tovább a EUROSEM (MORGAN et al., 1992) erózióbecslı modellt. A még<br />
mőködı mérıállomások nagy része digitálisan győjti és tárolja a csapadék – és esetenként<br />
a talajnedvesség – adatokat. A lefolyás mennyisége szintén digitális formában is<br />
regisztrálható, azonban a talajveszteség automatizált mérése még nem megoldott. A<br />
digitális adatok telemetrikusan is lekérdezhetık, így szinte azonnal észlelhetıek a mérési<br />
helyszínen történtek és az esetleges beavatkozás, hibaelhárítás is gyorsan megoldható.<br />
A mért adatok tárolására a digitális adatbázis kell, hogy szolgáljon. Ezen adatbázisoknak<br />
a lefolyást okozó csapadékesemények szerinti bontásban lenne célszerő tartalmazniuk<br />
a parcella paraméterei mellett a csapadék, lefolyás és talajveszteség adatokat.<br />
Ezáltal az összesítés bármekkora idıtartamra egyszerően és gyorsan elvégezhetı. További<br />
fontos feladat a papíralapú mérési eredmények digitalizálása<br />
Következtetések<br />
Az irodalomban fellelhetı parcellás eróziómérés eredmények meglehetısen csekély<br />
száma nem áll arányban a mérések kivitelezésére fordított tudás, anyagiak és idı arányával.<br />
Ebbıl fakadóan valószínőleg nagyobb mennyiségő mért adat létezik, melyeket<br />
még nem publikáltak. A publikáció elmaradása általában a hiányos vagy rossz adatokra,<br />
valamint a feldolgozás ill. összesítés hiányára vezethetı vissza. Ezzel kapcsolatban<br />
az alábbi kérdésköröket kell tisztázni. Az extrém csapadékok okozta, méréshatáson<br />
kívüli értékeket jó közelítésel becsülni lehet. Mivel a talajpusztulás szempontjából<br />
éppen ezek mennyisége perdöntı, ezért a konkrét értékek helyett intervallumok használata<br />
javasolt.<br />
Az infrastruktúra meghibásodásából adódó hiátusokat az adatbázisból szinte lehetetlen<br />
kiküszöbölni. Az egyre korszerőbb és automatizált méréstechnika alkalmazásával<br />
ezek száma azonban csökkenthetı. Hiányzó adatok esetében, ha a becslés jó közelítéssel<br />
megoldható nagyságrendileg utalhatunk a hiányzó adatra. Ezzel szemben viszszamenıleg<br />
az adatbázisok kiegészítése, vagy javítása nem javasolt. A hiányos adatbázis<br />
is sok olyan információt hordozhat, melyeket további kutatásokhoz hasznosítani<br />
lehet, tehát a nem teljes adatbázisok közzé tétele is kulcsfontosságú.<br />
Az egyre szélesebb körben elterjedt erózióbecslı modellek hazai alkalmazásához e<br />
matematikai összefüggéseket a kalibrálni, azaz a hazai viszonyokhoz adaptálni kell. Ehhez<br />
pedig elengedhetetlenek a mért eredmények. A kalibrált modellek helyes mőködését<br />
ellenırizendı ismét csak mérési eredményeket kell összehasonlítani a modell által becsült<br />
értékekkel, ezt a folyamatot nevezik validálásnak. Összességében az eróziómodellezés<br />
nagymennyiségő és minél vegyesebb összetételő mért adatot igényel.<br />
144
Parcellás eróziómérések <strong>Magyar</strong>országon<br />
Habár jelen gazdasági körülmények között nem valószínő, hogy jelentıs parcellás<br />
mérési kapacitást lehessen üzemeltetni hosszú távon a meglévı adatok publikálása akár<br />
nyers állapotukban is kulcskérdés a talajpusztulás kutatásának szemszögébıl.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BÁDONYI, K., MADARÁSZ, B., KERTÉSZ, Á., CSEPINSZKY, B. (2008). Talajmővelési módok és a<br />
talajerózió kapcsolatának vizsgálata zalai mintaterületen. Földrajzi Értesítı 57, 147-167.<br />
BALOGH J., JAKAB G., SZALAI Z. (2008). Talajerózió mérése parcellákon. In SCHWEITZER, F.,<br />
BÉRCI, K., BALOGH, J. (szerk.) A Bátaapátiban épülı nemzeti radioaktívhulladék-tároló<br />
környezetföldrajzi vizsgálata. MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, Budapest, 105-115.<br />
BALOGH, J., BALOGHNÉ DI GLÉRIA, M., HUSZÁR, T., JAKAB, G., SCHWEITZER, F., SZALAI, Z.<br />
(2003). A talajeróziós vizsgálatok tapasztalatai In SCHWEITZER, F., TINER, T., BÉRCI, K.<br />
(szerk.) A püspökszilágyi RHFT környezet- és sugárbiztonsága. MTA Földrajztudományi<br />
Kutatóintézet, Budapest, 105-131.<br />
BÁNKY, GY. (1959). Talajerózió és az ellen való védekezés Heves megyében Az erdı, 94 (7),<br />
245-250.<br />
BARTA, K. (2001). A EUROSEM talajeróziós modell tesztelése hazai mintaterületen. I. Földrajzi<br />
konferencia Szeged, Szegedi Tudományegyetem TTK Természeti Földrajzi Tanszéke<br />
ISBN 963 482 544 3.<br />
BARTA, K. (2004). Talajeróziós modellépítés a EUROSEM modell nyomán. Doktori (PhD)<br />
értekezés, SZTE, Szeged.<br />
BARTA, K. , JAKAB, G., BÍRÓ, ZS., CSÁSZÁR, A. (2004). A EUROSEM modell által becsült lefolyási<br />
és talajveszteségi értékek összehasonlítása terepi mért értékekkel. II. <strong>Magyar</strong> Földrajzi<br />
Konferencia kiadványa, ISBN: 963-482-687-3, Szeged, 2004. szeptember 2-4. (CD)<br />
CENTERI, CS., BARTA, K. , JAKAB, G., SZALAI, Z., BÍRÓ, ZS. (2009). Comparison of EUROSEM,<br />
WEPP, and MEDRUSH model calculations with measured runoff and soil-loss data from<br />
rainfall simulations in Hungary. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 172 (6), 789–<br />
797.<br />
CENTERI, CS., JAKAB, G., SZALAI, Z., MADARÁSZ, B., SISÁK, I., CSEPINSZKY, B., BÍRÓ, ZS.<br />
(2010). Rainfall simulation studies in Hungary. In FOURNIER, A.J. (ed.) Soil Erosion:<br />
Causes, Processes and Effects. NOVA Publisher, New York ISBN: 978-1-61761-186-5 (in<br />
press)<br />
CERDAN, O., POESEN, J., GOVERS, G., SABY, N., BISSONNAIS, Y., GOBIN, A., VACCA, A.,<br />
QUINTON, J., AUERSWALD, K., KLIK, A., KWAAD, F., ROXO, M. J. (2006). Sheet and rill erosion.<br />
In BOARDMAN, J., POESEN J. (eds) Soil erosion in Europe. Wiley Chichester, UK, 501-<br />
514.<br />
DE VENTE, J., POESEN J. (2005). Predicting soil erosion and sediment yield at the basin scale:<br />
Scale issues and semi-quantitave models. Earth-Science Reviews, 71, 95-125.<br />
DÖVÉNYI, Z. (szerk.) (2010). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere. MTA FKI Budapest, Hungary.<br />
GÓCZÁN, L., KERTÉSZ, Á. (1988). Some results of soil erosion monitoring at a large-scale farming<br />
experimental station in Hungary. Catena, Suppl. 12, 175-184.<br />
GONZÁLEZ-HIDALGO, J. C., PENA-MONNÉ, J. L., LUIS, M. (2007). A review of daily soil erosion<br />
in Western Mediterranean areas. Catena, 71, 193-199.<br />
HAUSNER CS., SISÁK I. (2009). A rétegerózió és a barázdás erózió átmenetét leíró modell kalibrálása<br />
LI. Georgikon Napok Keszthely, 2009. okt. 2-4. ISBN 978-963-9639-35-5 CD<br />
HRVATIN, M., KOMAC B., PERKO, D., ZORN, M. (2006). Slovenia. In BOARDMAN, J., POESEN J.<br />
(eds) 2006. Soil erosion in Europe. Wiley Chichester, UK, 155-166.<br />
IONITA, I., RADOANE, M., MIRCEA, S. (2006). Romania. In: BOARDMAN, J. – POESEN J. (eds)<br />
2006. Soil erosion in Europe. Wiley Chichester UK 155-166.<br />
145
Jakab – Centeri – Madarász – Szalai – İrsi – Kertész<br />
JANKAUSKAS, B., JANKAUSKIENE G. (2003). Erosion-preventive crop rotations for landscape<br />
ecological stability in upland regions of Lithuania. Agriculture, Ecosystems and Environment,<br />
95, 129–142.<br />
JOEL, A., MESSING, I., SEGUEL, O., CASANOVA, M. (2002). Measurement of surface water<br />
runoff from plots of two different sizes. Hydrological Processes, 16, 1467-1478.<br />
KERÉNYI, A. (1991). Talajerózió, térképezés, laboratóriumi és szabadföldi kísérletek. Akadémiai<br />
Kiadó. Budapest, 219 p.<br />
KERÉNYI, A. (2006). Az areális és lineáris erózió mennyiségi értékelése bodrogkeresztúri mérések<br />
alapján In CSORBA, P. (szerk.) Tiszteletkötet Martonné dr Erdıs Katalin 60. születésnapjára,<br />
Debreceni Egyetem, Debrecen, 67-77.<br />
KERTÉSZ, Á., BÁDONYI, K., MADARÁSZ, B., CSEPINSZKY, B. (2007a). Environmental aspects of<br />
Conventional and Conservation tillage. In GODDARD, T., ZOEBISCH, M., GAN, Y., ELLIS, W.,<br />
WATSON, A., SOMBATPANIT, S. (eds) No-till farming systems. Special Publication No. 3,<br />
World Association of Soil and Water Conservation, Bangkok, ISBN: 978-974-8391-60-1,<br />
313-329.<br />
KERTÉSZ, Á., CENTERI, CS. (2006). Hungary In BOARDMAN, J., PESEN J. (eds.) 2006. Soil<br />
erosion in Europe, Wiley Chichester UK, 139-153.<br />
KERTÉSZ, Á., TÓTH, A., SZALAI, Z., JAKAB, G., KOZMA, K., BOOTH, C. A., FULLEN, M. A.,<br />
DAVIES, K. (2007b). Geotextile as a tool against soil erosion in vineyards and orchards. In<br />
KUNGOLAS, A., BREBBIA, C.A., BERIATOS, E. (eds.) Sustainable Development and Planning<br />
III. Volume 2. WIT Press. Southampton, UK, 611-619.<br />
KERTÉSZ, Á., TÓTH, A., SZALAI, Z. (2007c). The role of geotextiles in soil erosion and runoff<br />
control. In AUZET, A-V., JETTEN, V., KIRKBY, M., BOARDMAN, J., DOSTAL, T., KRASA, J.,<br />
STANKOVIANSKY, M. (eds) (2007). Proceedings of the International Conference on Off-site<br />
impacts of soil erosion and sediment transport. October 1-3. Czech Technical University,<br />
Prague, Czech Republic, 45-53.<br />
KERTÉSZ, Á., MADARÁSZ, B., CSEPINSZKY, B., BENKE, SZ. (2010). The Role of conservation<br />
agriculture in landscape protection. Hungarian Geographical Bulletin, 59 (2), 167-180.<br />
KERTÉSZ, A. (1987). A talajpusztulás vizsgálata eróziós mérésekkel Pilismarót határában. Földr.<br />
Ért., 36 (1-2), 115-142.<br />
KERTÉSZ, Á., HUSZÁR, T., JAKAB, G. (2004). The effect of soil physical parameters on soil erosion.<br />
Hungarian Geographical Bulletin, 53 (1-2), 77-84.<br />
KERTÉSZ, A., RICHTER, G. (1997). Field work, experiments and methods. Plot measurements<br />
under natural rainfall. In The Balaton project. ESSC Newsletter 1997, 2-3, Bedford.<br />
European Society for Soil Conservation, 15-17.<br />
KERTÉSZ, A., GÓCZÁN L. (1990). Talajeróziós és felületi lefolyásmérések eredményei az MTA<br />
FKI bakonynánai kísérleti parcelláin. Földr. Ért., 39, 47-60.<br />
KIRKBY, M. J., BULL, L. J., POESEN, J., NACHTERGAELE, J., VANDEKERCKHOVE, L. (2003).<br />
Observed and modelled distributions of channel and gully heads—with examples from SE<br />
Spain and Belgium. Catena, 50, 415–434.<br />
LE BISSONNAIS, Y., BENKHARDA, H., CHAPLOT, V., FOX, D., KING, D., DAROUSSIN J. (1998).<br />
Crusting, runoff and sheet erosion on silty loamy soils at various scales and upscaling from<br />
m 2 to small catchments. Soil and tillage research, 46, 69-80.<br />
MATHYS, N., KLOTZ, S., ESTEVES, M., DESCROIX L., LAPETITE J.M. (2005). Runoff and erosion<br />
in the Black Marls of the French Alps: Observations and measurements at the plot scale.<br />
Catena, 63, 261–281.<br />
MORGAN, R., QUINTON, J., RICKSON, J. (1992). EUROSEM: Documentation Manual. Silsoe<br />
College. p. 84.<br />
POESEN, J., NACHTERGAELE, J., VERSTRAETEN, G., VALENTIN, C. (2003). Gully erosion and<br />
environmental change: importance and research needs. Catena, 50, 91-133.<br />
146
Parcellás eróziómérések <strong>Magyar</strong>országon<br />
SMETS, T., POESEN, J., BOCHET, E. (2008). Impact of plot length on the effectiveness of different<br />
soil-surface covers in reducing runoff and soil loss by water. Progress in Physical Geography,<br />
32, 654-677.<br />
STANKOVIANSKY, M., FULAJTÁR, E., JAMBOR, P. (2006). Slovakia. In BOARDMAN, J., POESEN J.<br />
(eds) 2006. Soil erosion in Europe. Wiley Chichester UK, 117-138.<br />
TÓTH, A., JAKAB, G., HUSZÁR, T., KERTÉSZ, Á., SZALAI, Z. (2001). Soil erosion measurements<br />
in the Tetves Catchment, Hungary. In JAMBOR, P., SOBOCKÁ, J. (eds) Proceedings of the Trilateral<br />
Co-operation Meeting on Physical Soil Degradation. Bratislava, 13-24.<br />
TÓTH, A. (2004). Egy dél-balatoni vízgyőjtı (Tetves-patak) környezetállapotának vizsgálata a<br />
természeti erıforrások védelmének PhD értekezés Eötvös Lóránd Egyetem, Budapest.<br />
VACCA, A., LODDO, S., OLLESCH, G., PUDDU, R., SERRA G., TOMASI, D., ARU, A. (2000). Measurement<br />
of runoff and soil erosion in three areas under different land use in Sardinia (Italy)<br />
Catena, 40, 69–92.<br />
VAN-CAMP. L., BUJARRABAL, B., GENTILE, A-R., JONES, R.J.A., MONTANARELLA, L.,<br />
OLAZABAL, C., SELVARADJOU, S-K. (2004). Reports of the Technical Working Groups<br />
Established under the Thematic Strategy for Soil Protection. EUR 21319 EN/2, 872 p. Office<br />
for Official Publications of the European Communities, Luxembourg.<br />
WISCHMEIER, W.H., SMITH, D.D. (1978). Predicting rainfall erosion losses: A guide to<br />
conservation planning. USDA Agricultural Handbook 537, US Government Printing Office,<br />
Washington, D.C. 58 p.<br />
147
148
EGY SOPRON KÖRNYÉKI SZELVÉNY RECENS- ÉS<br />
PALEOTALAJÁNAK BEMUTATÁSA<br />
Kovács Gábor 1 , Heil Bálint 1 , Petı Ákos 2 , Barczi Attila 3<br />
1 Nyugat-magyarországi Egyetem, Termıhelyismerettani Intézeti Tanszék, Sopron<br />
2 <strong>Magyar</strong> Nemzeti Múzeum, Nemzeti Örökségvédelmi Központ, Restaurációs és Alkalmazott<br />
Természettudományi Laboratórium, Budapest<br />
3 Szent István Egyetem, MKK KTI, Természetvédelmi és Tájökológiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: gkovacs@emk.nyme.hu<br />
Összefoglalás<br />
Az idıben változó környezet változatos talajképzıdési feltételeket teremt egyazon helyen, ami<br />
számos talajtulajdonságon át jut kifejezésre. Egy Sopron környéki paleotalajt és a rajta kialakult<br />
recens talajt mutatunk be, amelyet ez idáig még Sopron környékérıl nem publikáltak. A talajunk<br />
a soproni Dudlesz-erdıben található, állománya cseres-kocsánytalan tölgyes. A kémhatás,<br />
a mész hiánya, a humusztartalom és a textúrdifferenciálódás alapján – a morfológiával összhangban<br />
– a recens talaj agyagbemosódásos barna erdıtalaj. A 2 m alatt fekvı paleotalaj kora<br />
több ezer évvel idısebb, gyengén lúgos kémhatású, a textúra és a szénsavas mésztartalom a<br />
mezıségi talajok dinamikáját mutatja, azonban a humusztartalom a szelvény humuszos szintjeiben<br />
egyenletesnek tekinthetı. A paleoökológiai (fitolit) vizsgálatokkal összhangban az eltemetett<br />
talaj sztyeppei, füves pusztai környezetet rajzol ki.<br />
Summary<br />
Changing environment creates various soil forming conditions with time in the same place,<br />
expressed in several soil properties. We describe a till now not presented paleo-soil covered by<br />
a recent soil formation, near Sopron. The examined area lies in the Dudlesz-forest, covered by a<br />
Turkey oak (Quercus cerris) – sessile oak (Quercus petrea) stand. Soil pH, the absence of lime,<br />
humus contents and changing soil texture with depth indicate all – in accordance with soil morphology<br />
– that the recent soil is a Cutanic Luvisol (WRB, 2007). The 2 m deeper lying, covered<br />
paleo-soil is a more than 2000 years older formation, showing slightly alkaline load, a crumb<br />
structure and typical calcium carbonate concentrations of a chernozem. In opposite to this, humus<br />
contents of the soil profile are equable. In consonance with the phytolith analysis, the covered<br />
soil indicates a steppe grassland vegetation during the time of soil formation.<br />
Bevezetés<br />
A Dudlesz-erdı Soprontól észak-keletre helyezkedik el, közvetlenül a város szélén. Az<br />
erdı évszázadokon keresztül fontos szerepet játszott a város életében. Közelségének<br />
köszönhetıen a fı tőzifa és épületfa megtermelése volt a legfontosabb feladata. Geomorfológiai<br />
helyzetét tekintve a Nyugat-magyarországi peremvidék Alpokalja közétájának<br />
Balfi-tönkjén található (ÁDÁM, MAROSI, 1975). A miocénben indult meg a Soproni-medence<br />
kialakulása. Ekkor a medence nyugati részén gyorsabban és erıteljesebben,<br />
míg a keleti részén jóval lassabban indult meg a feltöltıdés. A süllyedés következtében<br />
a Tethys-tenger egyik ága foglalta el a már megsüllyedt területeket, és megkezdıdött<br />
a tengeri üledék lerakódása is (VENDEL, 1947). Vendel Miklós elkészítette Sopron<br />
környékének geológiai térképét, amelyen a Dudlesz-erdı teljes területe látható. Az<br />
149
Kovács – Heil – Petı – Barczi<br />
erdıtömb nagyobbik rész szarmata konglomerát és mészkı, a gerincnyiladéktól nyugatra<br />
fekvı területeken pedig homokkı és mészkı. A legújabb kori közlésekben találkozunk<br />
fluvioeolikus homokkal, kisebb helyen lösszel.<br />
A Dudlesz-erdı legalacsonyabb pontja 157 m, a legmagasabb pedig 326 m. Az erdıterület<br />
egy észak-északnyugati – dél-délkeleti gerincvonal mentén válik két részre.<br />
Éghajlati adottságaira jellemzı, hogy az átlagos évi csapadék 668 mm, a tenyészidıszaki<br />
csapadék 416 mm, maximális csapadék 935 mm. Az évi középhımérséklet 9,5-<br />
10ºC, a júliusi középhımérséklet 19,5-20 ºC. Napsütéses órák száma 1850, ariditási<br />
indexe 1,00-1,08 (MAROSI, SOMOGYI, 1990).<br />
A Dudlesz-erdı talajviszonyainak feltárására FRANK (2001) végzett 142 talajfúrást,<br />
amely 7 ha/fúrás feltárási sőrőséget jelentett a területen. Megállapította, hogy az elıforduló<br />
talajtípusok az agyagbemosódásos barna erdıtalaj löszön, az agyagbemosódásos<br />
rozsdabarna erdıtalaj homokon, Ramann-féle barnaföld löszön, barna rendzina<br />
mészkövön, fekete rendzina mészkövön, humuszkarbonát talaj meszes homokon, valamint<br />
karbonátos lejtıhordalék talaj (FRANK, 2001). A genetikai talajtípusok és a rajtuk<br />
található faállományok, ill. erdıtípusok között szoros kapcsolat van.<br />
A Dudlesz-erdıben található, csoportos elegyben elıforduló madárcseresznyék<br />
termıhelyi igényének vizsgálata közben a Sopron 15A erdırészletben feltárt talajszelvényben<br />
nem a tipikus A 1 -A 3 -B 1 -C szintezettségő agyagbemosódásos barna erdıtalajt<br />
találtuk, hanem ettıl eltérıt. Ez keltette föl az érdeklıdésünket az itt elıforduló talaj,<br />
illetve talajkombináció behatóbb vizsgálatára. A feltárás a 47º44’21,12” északi szélesség,<br />
16º33’46,68” keleti hosszúság mellett, 294 m magasságban található. Helyét az 1.<br />
ábra.<br />
1. ábra A vizsgált talajfeltárás helye a Sopron 15A erdırészletben<br />
150
Anyag és módszer<br />
Talajvizsgálatok<br />
Egy Sopron környéki szelvény recens- és plaeotalajának bemutatása<br />
A talajszelvény feltárását követıen részletes helyszíni leírást készítettünk (ÚTMUTATÓ,<br />
1989), majd laboratóriumi vizsgálatokkal meghatároztuk a talaj jellegzetes tulajdonságait<br />
(pH, humusz, szénsavas mésztartalom, kötöttség, vezetıképesség, tápanyagtartalom,<br />
mechanikai összetétel) (BUZÁS, 1988, 1993). Genetikai szintenként mintát vettünk.<br />
Kormeghatározás<br />
A fenti ábrán jelzett mintavételi pontból származó talajminták esetében elvégeztettük a<br />
radiokarbonos kormeghatározást (MOLNÁR et al., 2004).<br />
Fitolitelemzés<br />
A növényi opálszemcsék elemzésének célja az volt, hogy a recens, illetve az eltemetett<br />
talajszelvény élıhelyi viszonyairól képet alkothassunk. Ennek megfelelıen elızetesen<br />
4 mintát vizsgáltunk be, amelyek a recens talaj A 1 -szintjének felsı (0-8 cm; F1) és az<br />
A 3 -szinthez kapcsolódó átmeneti zónájából (8-15 cm; F2), valamint az eltemetett talaj<br />
IIA-val jelölt szintjének legfelsı rétegébıl (100-110 cm; F3), valamint ugyanennek a<br />
szintnek (140-150 cm; F4) mélyebb rétegébıl származnak.<br />
A növényi opálszemcséket feltárása során elválasztottuk a talajminták agyag-, homok-,<br />
vályog- és szervesanyag-tartalmát. A vizsgálatokban használt labor protokollt<br />
GOLYEVA (1997) és PEARSALL (2000) nyomán módosítva alkalmaztuk. Az egyes mintákban<br />
megfigyelt növényi opálszemcséket az ICPN (International Code for Phytolith<br />
Nomenclature) által javasolt 3 tagú nómenklatúrát használva neveztük el. Rögzítettük<br />
az adott növényi opálszemcse formáját, textúráját és amennyiben lehetıség adódott,<br />
növényanatómiai származását is (MADELLA et al., 2005). Az eredmények értelmezéséhez<br />
a hazai talajviszonyokat figyelembevevı talaj-fitolit adatbázis eddigi alapadatait és<br />
eredményeit (PETİ, 2010), illetve a Golyeva-féle ökológiai osztályozási rendszert hívtuk<br />
segítségül (GOLYEVA, 1997).<br />
A minták fitolittartalmának összehasonlítását korrespondencia elemzés segítségével<br />
végeztük el.<br />
Eredmények<br />
Helyszíni talajvizsgálat eredményei<br />
A feltárt talajunk A 1 -A 3 -B 1 -B 2 IIA-IIA-IIAC szintezettséget mutatta. A 2. ábrán bemutatjuk<br />
a talajszelvény feltárása során látható talajszinteket.<br />
A talajszelvény két, egymástól keletkezésében, korában, tulajdonságaiban lényegesen<br />
eltérı talaj képét mutatja.<br />
A felsı, mintegy egy méter vastag löszlerakódáson az említett klimatikus feltételek<br />
mellett a barna erdıtalajok fejlıdése kezdıdött meg. A legfelül található avarréteg<br />
jellegzetes mull humusz (A 0 -szint), vékony, mintegy 1 cm vastag bomlatlan avarréteggel,<br />
majd alatta ugyancsak mintegy 1 cm vastag közepesen, ill. erısen bomlott,<br />
humifikálódott avarral. Alatta az ásványi feltalajon kialakult egy barna színő, közepesen<br />
humuszos, morzsásan szemcsés szerkezető, vályog fizikai féleségő, mészmentes,<br />
gyengén savanyú kémhatású humuszfelhalmozódási szint (A 1 -szint).<br />
151
Kovács – Heil – Petı – Barczi<br />
2. ábra A feltárt talajszelvény<br />
152<br />
Ennek vastagsága 8 cm, mint az a jól fejlett erdıtalajok esetében<br />
gyakori. Intenzív a felszínén a biológiai tevékenység, a<br />
mineralizáció valamint a humifikáció. Ezen humuszos szint<br />
alatt tipikus kilúgozási szintet (A 3 -szint) látunk 8-30 cm<br />
között. Jellemzıen világossárga, szárazon fakósárga színő,<br />
gyengén humuszos, laza, porosan szemcsés szerkezető vályog.<br />
Szénsavas meszet nem tartalmaz, gyengén savanyú<br />
kémhatású, a kilúgozásnak megfelelıen itt a legalacsonyabb<br />
a pH a szelvényen belül. Majd ezt követi 30-80 cm között<br />
egy jól fejlett B-szint. Jellemzıen diós-hasábos szerkezető, a<br />
szerkezeti elemek felületén jól fejlett vörösesbarna színő<br />
agyaghártyák vannak. Ezek az agyaghártyák aztán az agyagbemosódás<br />
eredményeként nem csak a B 1 - és B 2 -szintekben<br />
találhatók, hanem átnyúlnak az alatta található, eltérı tulajdonságú,<br />
eltemetett, humuszos feltalajú paleotalaj A-<br />
szintjébe (IIA). A B-szint közepesen tömıdött. A belsı porózusságnak<br />
köszönhetıen gyenge vas-mangán szeplısödés<br />
is megfigyelhetı ebben a szintben, ami idıszaki többletvizet<br />
mutat. A gyökerek még intenzíven feltárják ezt a szintet is.<br />
A B-szint alatt rendszerint a világos színő, sárgás lösz alapkızetet<br />
találhatjuk. Ebben a szelvényben azonban hiányzik a<br />
lösz alapkızet, a C-szint, mivel az teljes egészében talajosodott.<br />
Az agyagelmozdulás nem ér véget a B-szint alján, hanem<br />
folytatódik az eltemetett humuszos talajban is. Ezért a<br />
80-100 cm közötti átmenetet B 2 /IIA-szintként, mint összetett szintjelzés lehet leírni.<br />
Ebben az átmenetben találjuk az agyagfelhalmozódásból származó vöröses bevonatokat<br />
a szerkezeti elemek felületén, amelyek egy közepesen, helyenként erısen tömıdött,<br />
morzsásan szemcsés szerkezető, vályog fizikai féleségő eltemetett humuszos szintbe<br />
mosódtak be a gyökérjáratokon keresztül. Megjelennek a mészerek, amelyek jól mutatják<br />
a másodlagos mészkiválást a korábbi lágyszárú gyökerek helyén.<br />
100 cm alatt már az eltemetett, II. jelő paleotalaj a meghatározó. Színe barnásfekete<br />
színő, közepesen, helyenként erısen tömıdött. A 100-140 cm közötti talajszint egyenletesen<br />
humuszos, sötét színő, kagylós töréső, az agyagbemosódás jól látható. A törések<br />
mentén – a szint mérhetı szénsavas mésztartalma ellenére is – a recens talaj agyagelmozdulása<br />
folytatódhatott az eltemetett paleotalajban is. A 140-190 cm között színe<br />
szintén egyenletesen sötét, gyengén morzsás, gyengén tömıdött talajszint, A másodlagos<br />
mészkiválások apró erekben, lepedék formájában jelennek meg. A szénsavas mésztartalom<br />
is nagyobb, mint a felette lévı szintben. Bár a mészdinamika csernozjom talajképzıdésre<br />
utalhatna, állatjáratoknak, bioturbációnak, a mezıségi talajképzıdésre<br />
jellemzı humuszdinamikának nincsenek morfológiai nyomai. A szintben kevesebb az<br />
agyagbemosódás, ami szintén a durvább pórusokon, repedéseken keresztül hatolhatott<br />
be. A 190-226 cm közötti szint tömıdött, szerkezet nélküli, színében kevert, de még<br />
mindig a sötét színek (szervesanyag) dominanciájával. A szénsavas mésztartalom az<br />
elızı szinthez hasonló, de kevesebb konkrécióval találkozunk. A textúrában a szintek<br />
között jelentıs különbség nincs (vályog-agyagos vályog), de a morfológia alapján a<br />
három szint mégis jól elkülöníthetı. A talajgenetikai folyamatok azonban nem egyértelmően<br />
definiálhatók. Mindhárom szint egyenletesen humuszos, vagyis a<br />
1
Egy Sopron környéki szelvény recens- és plaeotalajának bemutatása<br />
csernozjomokra jellemzı humuszdinamika és állati keverı hatás a szintek között hiányzik.<br />
A mész különbözıségét a kilúgozás, de akár eltérı szubsztrátumok rétegzettsége,<br />
a szintek idıben elkülönülı fejlıdése is okozhatja, vagy lehet posztgenetikus folyamat<br />
eredménye. Mindhárom szint lösz jellegő alapkızettel jellemezhetı, az agyagvándorlás<br />
nem a paleotalaj idejében, hanem posztgenetikusan jelent meg a szelvényben.<br />
Az igazán tetten érhetı talajképzıdési folyamat tehát a humuszosodás,<br />
Laboratóriumi talajvizsgálati eredmények<br />
Az 1. és 2. táblázatban foglaltuk össze a legfontosabb talajvizsgálati eredményeket.<br />
Minta jele<br />
1. táblázat A feltárt talajszelvény alapvizsgálati értékei<br />
Mintavétel<br />
mélysége<br />
(cm)<br />
K A pH(H 2 O) pH(KCl) CaCO 3 %<br />
Összes só<br />
%<br />
A 1 0-8 54 5,6 5,2 0 < 0,02<br />
A 3 8-30 32 4,3 3,5 0 < 0,02<br />
B 1 30-80 56 4,8 3,8 0 < 0,02<br />
B 2 /IIA 80-100 47 5,6 4,5 0 < 0,02<br />
IIA 1 100-140 43 7,8 7,3 6 < 0,02<br />
IIA 140-190 44 7,8 7,4 12 < 0,02<br />
IIAC 190-226 46 7,9 7,4 12 < 0,02<br />
2. táblázat A feltárt talajszelvény tápanyagtartalma és mechanikai összetétele<br />
Minta jele H%<br />
Szerves AL-P 2 O 5 AL-K 2 O<br />
Mechanikai<br />
anyag % mg/kg mg/kg H% / I% / A%<br />
A 1 7,2 10,07 51 228 71,9 / 15,0 / 13,1<br />
A 3 1,0 2,85 13 96 64,5 / 17,8 / 17,7<br />
B 1 0,7 3,65 16 246 16,4 / 43,3 / 40,3<br />
B 2 /IIA 0,7 3,84 30 296 19,0 / 40,2 / 40,8<br />
IIA 1 1,2 4,14 9 239 21,4 / 44,5 / 34,1<br />
IIA 1,1 5,93 27 287 29,9 / 37,5 / 32,6<br />
IIAC 1,0 5,75 51 281 21,9 / 43,5 / 34,6<br />
A talaj kémhatása jól jellemzi az agyagbemosódásos barna erdıtalajokat, a pH-profil<br />
klasszikusnak nevezhetı. A humuszos feltalajban a humuszkolloidok nagy<br />
pufferképességének köszönhetıen a pH-érték magasabb (pH 5,6), mint az alatta fekvı kilúgozási<br />
szintben (pH 4,3). Ezt követıen a B-szintben már a felhalmozódás következik be,<br />
ezért a pH-emelkedik 4,8-ra, majd 5,6-ra. Az eltemetett, szénsavas meszet tartalmazó humuszos<br />
IIA 1 -szintben pedig végig 7,8-7,9 lesz a vizes pH. A KCl-os pH-értékek ugyanezt a<br />
tendenciát mutatják. A szénsavas mész elıször 100 cm alatt jelenik meg, mivel a feltalajon<br />
található lösz teljes egészében átalakult barna erdıtalajjá, ezért teljes mértékben ki is lúgozódott.<br />
A szénsavas mész mennyisége 6-12 % között az eltemetett szintek talajában. Ez közel<br />
megegyezik a lösz átlagos mésztartalmával. Összes-só mennyisége 0,02% alatt marad, ezért a<br />
pH sem lép 8,5 fölé. A humusztartalom a felsı humusz-felhalmozódási szintben (A 1 -szint)<br />
magas, 7,2 %, jól mutatja a terresztrikus erdei ökoszisztémák szerves anyag képzıdését. A<br />
kilúgozási szintben azonban mennyisége jelentısen lecsökken, megszőnik az intenzív<br />
bioturbáció, ezért a humusz mennyisége csak 1,0 %. A B-szintben tovább csökken a mennyisége,<br />
majd az eltemetett humuszos szintekben (IIA 1 - és IIA-szintek) ismét nı. 100 cm alatt<br />
azonban többé-kevésbé egységesnek tekinthetı a humusz mennyisége, mivel 1,0-1,2 % között<br />
változik. A könnyen felvehetı foszfortartalomra jellemzı, hogy a felsı, humuszban gaz-<br />
153
Kovács – Heil – Petı – Barczi<br />
dag szintben a foszforellátottság megfelelı, alatta, a kilúgozási szintben és a felhalmozódási<br />
szintben mennyisége igen kevés lesz. Az eltemetett szintekben azonban tovább növekszik<br />
mennyisége, míg 200 cm körül ismét 51 mg/kg-ra nı a mennyisége. A mechanikai összetételt<br />
tekintve figyelemre méltó az agyag mennyiségének alakulása a mélységgel. Az agyagviszonyszám<br />
2,2, ami jelentıs agyagelmozdulást mutat, feltételezve azt, hogy a kiindulási<br />
anyaguk megegyezı. Ez alapján a feltalaj inkább homokos vályog, míg a B-szint agyagosvályog,<br />
agyag fizikai féleséget jelez. Lényegesen több tehát az agyagkolloid a felhalmozódási<br />
szintben, mint a kilúgozási szintben. Ez a humidabb klímára és az alatta képzıdı agyagbemosódásos<br />
barna erdıtalajokra mutat.<br />
A fitolitelemzés eredményei<br />
A bevizsgált minták közül a legmagasabb fitolittartalmat az F3-as mintában mértük<br />
(n=287, 3. táblázat), míg a többi három esetében (F1, F2 és F4) egymással nagyban<br />
megegyezı eredményt kaptunk, amely jó összefüggést mutat a felszíni minták alatti<br />
felhígulási zónákban általánosan tapasztalható csökkent fitolitmennyiséggel,<br />
valamint az recens feltalajon tenyészı vegetáció fitolitképzési potenciáljával.<br />
3. táblázat A recens és paleotalaj szelvény mintáinak tételes fitolitvizsgálati eredménye<br />
Fitolit morfotípus (ICPN deskriptorok)<br />
Minta kódja<br />
F1 F2 F3 F4<br />
rondel SC 6 12 120 13<br />
infundibulate (rondel) SC 0 0 2 0<br />
saddle SC 0 0 21 0<br />
bilobate SC 6 0 0 0<br />
elongate smooth psilate LC 20 15 51 19<br />
elongate sinuate psilate LC 1 0 3 0<br />
elongate polylobate psilate LC 8 0 0 0<br />
elongate echinate LC 0 5 12 8<br />
elongate dendritic LC 0 0 0 1<br />
trapeziform elongate trilobate LC 2 1 0 0<br />
trapeziform elongate sinuate psilate LC 0 0 21 1<br />
trapeziform ovate sinuate LC 0 0 21 2<br />
trapeziform elongate smooth psilate LC 1 8 12 3<br />
trapeziform elongate polylobate psilate LC 4 6 6 0<br />
lanceolate T 2 2 12 4<br />
lanceolate (short type) T 0 0 1 2<br />
lacrimate psilate T 0 0 2 0<br />
acicular T 0 1 0 0<br />
dicot plate 0 0 3 0<br />
Összesen (n): 50 50 287 53<br />
Morfotípusok száma (p): 9 8 14 9<br />
Egyéb organikus növényi<br />
mikromaradvány<br />
növényi detritusz +++ ++ ++ +<br />
parenchyma - - - ++<br />
Egyéb biogén kova származékok<br />
szivacs tüske<br />
(erısen korrodálódott, töredezett) 0 0 1 0<br />
SC – short cell; T – trichome; LC – long cell; szemikvantitatív elemzés osztályai: +++ (sok): 100 egység<br />
felett; ++ (közepes): 40-100; + (kevés): 5-40; ± (eseti): 1-4; - (nincs jelen): 0 egység<br />
Jelkulcs: fehér mezık: erdıtalaj/erdei környezet, szürke: mezıségi/száraz sztyepp indikáció<br />
154
Egy Sopron környéki szelvény recens- és plaeotalajának bemutatása<br />
Kettı, egymástól eltérı élıhelyi/talajtani jelleget tudtunk elkülöníteni. Az F1 és F2<br />
minták morfotípus összetétele alapján egy erdei élıhely rajzolódik ki, míg a másik két<br />
minta (F3 és F4) esetében a mezıségi talajokra jellemzı vegetáció fitolitösszletének<br />
karakteres jegyei érhetıek tetten.<br />
Az F1-es minta erdei vegetációt jelöl, amely elsısorban a sajátos formájú bilobate<br />
SC megjelenésével támasztható alá (12%). Az F2-es minta kevert morfotípus spektruma<br />
alapján egy élıhelyi átmenetre következtethetünk, amelyben a nyílt füves vegetáció<br />
és erdei vegetációra is jellemzı indikátortípusok enyhe keveredése figyelhetı meg.<br />
Az eltemetett talajszint felsı mintája szolgáltatta a legtöbb fitolitot (F3), amely egyben<br />
magas biomassza produkciót is jelent. Ez jó összhangot mutat a füves élıhelyek<br />
biomassza produkciójával. A mennyiségi értékek mellett a minta morfotípus spektruma<br />
is a nyíltabb, füves növényzet dominálta élıhely egykori meglétét támasztja alá. A<br />
sztyeppei talajokhoz kötethetı növényzeti kép dominanciája mellett ugyanakkor jelentkezik<br />
egy enyhe erdei hatás is. A két talajtípus fitolit összetétele, illetve morfotípus<br />
spektruma által megjelenített növényzeti kép különbözıségét jól mintázza a statisztikai<br />
kiértékeléssel kapott grafikus eredmény. A 4. ábra szerint a két minta (eltemetett talajszelvény<br />
F3, ill. recens talaj F1) morfotípus összetétele egymástól erısen elütı élıhelyek<br />
lenyomatát hordozza magában. A két átmeneti élıhelyet megjelenítı talajminta pedig<br />
közel azonos helyzetben van a korrespondencia elemzéssel nyert kétdimenziós térben.<br />
0,72<br />
F2<br />
0,6<br />
F4<br />
0,48<br />
Dimension 2 (24,058%)<br />
0,36<br />
0,24<br />
0,12<br />
0<br />
-0,12<br />
F3<br />
-0,24<br />
F1<br />
-0,9 -0,6 -0,3 0 0,3 0,6 0,9 1,2 1,5 1,8<br />
Dimension 1 (63,023%)<br />
4. ábra A F1, F2, F3 és F4-es minták fitolit összetételére alapozott korrespondencia elemzés<br />
grafikus eredménye<br />
Kormeghatározás eredménye<br />
Az eltemetett paleotalaj IIA 1 -szintjébıl származó minta kora 22173 cal BP év.<br />
Következtetések, összegzés<br />
A recens feltalaj jellegzetes agyagbemosódásos barna erdıtalaj, amelyben az agyagbemosódás<br />
helyenként, a hasábos szerkezeti elemek határfelületén kialakult<br />
makropórusokon át, illetve a gyökerek mentén belenyúlik az eltemetett paleotalajba.<br />
155
Kovács – Heil – Petı – Barczi<br />
A paleotalaj kora a pleisztocén würm III. interglaciális, amelyre az irodalmi források<br />
alapján száraz, hideg éghajlat jellemzı, az ennek megfelelı hideg sztyeppei, tundra,<br />
esetleg lápos növényzeti elemekkel (JÁRAINÉ, 2000). A talajképzıdés alapvetıen<br />
kimerül a humuszosodásban, ez a domináns folyamat, a humusz mennyisége mindhárom<br />
paleotalaj szintben egyenletes (1% körüli), ami kisebb, mint a recens<br />
csernozjomokra, vagy a recens agyagbemosódásos barna erdıtalaj humuszos szintjére<br />
jellemzı érték. A humusz kisebb mennyisége viszont – figyelembe véve a paleotalajok<br />
ásványosodási folyamatait is - jól összevethetı egy száraz, de hideg klíma gyérebb<br />
biomassza produkciójával, tehát a talaj környezeteként ezt tudjuk felvázolni. A<br />
bioturbáció hiánya – ha nem is zárja ki – nem erısíti meg a csernozjom talaj kialakulásának<br />
képét. Mivel a korra jellemzıen a talajok kialakulását erózió, szoliflukció,<br />
kolluviálódás egyaránt befolyásolhatja (PÉCSI, 1993), a paleotalaj egy olyan<br />
szoliflukciós-eróziós-deráziós rétegzettséget is tükrözhet, ahol egymást követı ciklusokban<br />
azonos jellegő, egymásra rakódó szubsztrátumon ment végbe humuszosodás, és<br />
más talajtani folyamat (állatok keverı hatása, kilúgzás, agyagosodás, redukció, stb.)<br />
nem ment végbe. Mivel jelenleg csak a IIA 1 -szint korát ismerjük, ezért vagy a rövid<br />
talajképzıdési (pár száz éves) ciklusokkal, vagy a klíma-talaj-növény rendszer összefüggéseivel<br />
magyarázható a szintek genetikája. A legjobban kifejlıdöttnek (a szerkezet<br />
alapján) a 140-190 cm közötti szint tekinthetı.<br />
A hazai talaj-fitolit adatbázis eddigi eredményeire alapozott környezetrekonstrukció<br />
jó kiegészítését adta a talajtani megfigyeléseknek. Az eltemetett paleotalaj növényi opálszemcséi<br />
nyílt, a mai mezıségi talajok által megjelenített, sztyeppei környezetet valószínősítik.<br />
A paleotalaj által megjelenített idıskálán zárt erdei életközösséget nem tudtunk<br />
kimutatni. A recens mintákkal való összehasonlítás szépen kirajzolja a würm és a jelenkor<br />
vegetációs viszonyaiban mutatkozó különbséget. Míg a recens minták fitolit<br />
morfotípus összetétele egyértelmően az erdei talajokhoz sorol, addig egy sztyeppe képe<br />
jelenik meg elıttünk a würmi talaj növényi opálszemcséinek összetétele alapján.<br />
További terveink közt szerepel a paleotalaj kialakulásának pontosabb meghatározása<br />
illetve, részben a rétegek (szintek) pontosabb mikromorfológiai és szedimentológiai<br />
elemzése, valamint a teljes rétegsor kormeghatározása, és a tágabb környezet<br />
talajkaténa-felvétele.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ÁDÁM, L., MAROSI, S. (1975). <strong>Magyar</strong>ország tájföldrajza. Kisalföld és a Nyugat-magyarországi<br />
peremvidék. Akadémiai Kiadó, Budapest, p. 625<br />
BUZÁS, I. (szerk.) (1988). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. Mezıgazdasági<br />
Kiadó, Budapest, p. 242.<br />
BUZÁS, I. (szerk.) (1993). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv I. INDA 4231 Kiadó,<br />
Budapest, p. 357.<br />
FRANK, N. (2001). A természet és az ember alkotta soproni Dudlesz-erdı. PhD-értekezés, Sopron,<br />
35-38.<br />
GOLYEVA, A. A. (1997). Content and distrubution of phytoliths in the main types of soils in<br />
Eastern Europe. In PINILLA A., JUAN-TRESSERAS, J., MACHADO M. J. (eds.) Monografias del<br />
centro de ciencias medioambientales, CSCI(4), The state of-the-art of phytholits in soils and<br />
plants, Madrid, 15-22.<br />
JÁRAINÉ KOMLÓDI, M. (2000). A Kárpát-medence növényzetének kialakulása. Tilia, Vol. IX.,<br />
Válogatott tanulmányok II. LıvérPrint Nyomda, Sopron, 5-59.<br />
156
Egy Sopron környéki szelvény recens- és plaeotalajának bemutatása<br />
MADELLA, M., ALEXANDRE, A., BALL, T. (2005). International Code for Phytolith<br />
Nomenclature 1.0. Annals of Botany, 96, 253-260.<br />
MAROSI, S., SOMOGYI, S. (1990). <strong>Magyar</strong>ország kistájainak katasztere I. MTA Földrajztudományi<br />
Kutatóintézet, Budapest, p. 479<br />
MOLNÁR, M., JOÓ K., BARCZI, A., SZÁNTÓ, ZS., FUTÓ, I., PALCSU, L., RINYU, L. (2004). Dating<br />
of total soil organic matter used in kurgan studies. Radiocarbon, 46 (1), 413-419.<br />
PEARSALL, D. M. (2000). Paleoethnobotany. A handbook of procedures. Academic Press, London<br />
PETİ, Á. (2010). A <strong>Magyar</strong>országon elıforduló meghatározó jelentıségő és gyakori talajtípusok<br />
fitolit profiljának katasztere. Doktori Értekezés, kézirat, Gödöllı, p. 222<br />
PÉCSI, M. (1993). Negyedkor és löszkutatás. Akadémiai Kiadó, Budapest, p. 375<br />
ÚTMUTATÓ a nagyméretarányú országos talajtérképezés végrehajtásához (1989). Agroinform,<br />
Budapest, p. 152<br />
VENDEL, M. (1947). Sopron. Földtani Értesítı, 12,. 4-15.<br />
WRB – IUSS WORKING GROUP WRB (2007). World Reference Base for Soil Resources 2006,<br />
first update 2007. World Soil Resources Reports No. 103. FAO, Rome, World Reference<br />
Base for Soil Resources (2006)<br />
157
158
A BARNA ERDİTALAJOK VÁLTOZÁSA A<br />
TALAJVÉDELMI INFORMÁCIÓS ÉS<br />
MONITORING RENDSZER (TIM) VIZSGÁLATAI<br />
ALAPJÁN<br />
Markó András, Labant Attila<br />
Somogy Megyei MgSzH Növény- és Talajvédelmi Igazgatóság, Kaposvár<br />
e-mail: marko.andras@somogy.ontsz.hu<br />
Összefoglalás<br />
A barna erdıtalajok zónájához tartozó Somogy megyei természetföldrajzi tájakra vonatkozóan,<br />
a Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer adatbázisa alapján vizsgáltuk az erdei- és<br />
szántóhasznosítású talajok változását. Az értékelés az 1992. évi kiindulási és a 2007. évi talajtani<br />
alapvizsgálatok (humusztartalom, pH-H 2 O, pH-KCl, hidrolitos aciditás, összes karbonát),<br />
valamint a tápelemek közül az oldható NO 3 -N, AL-P 2 O 5 , AL-K 2 O, Na, Mg, Mn, Zn, Cu és S<br />
értékek összehasonlítására, a bekövetkezett változások meghatározására terjedt ki.<br />
A vizsgálat alapján levont következtetéseink, - a természetföldrajzi tájegységenkénti értékelés<br />
visszajelzi a tájegységek talajtani eltéréseit (kémhatás, savanyúság); az erdei- és szántóhasznosításból<br />
adódó különbségeket (humuszosodás, kémhatás, Zn érték változása); a szántókon a<br />
PK tápelem-ellátottság változásának tendenciáját; a környezeti hatások módosulását (S készlet<br />
nagyarányú csökkenése).<br />
Summary<br />
Changes in the soils of the forests and in the cropland of the various nature-geographical units<br />
in Somogy County were studied by data base of the Soil Conservation Information and Monitoring<br />
System. The soils in Somogy County belong to the zone of the brown forest soil. In the<br />
study the basic soil examination data (humus content, pH-H 2 O, pH-KCl, hydrolytic acidity and<br />
total carbonate) as well as few nutrient elements - soluble NO 3 -N, AL-P 2 O 5 ,<br />
AL-K 2 O, Na, Mg, Mn, Zn, Cu and S having been measured in 1992 – the initial values – and<br />
2007 were compared and the changes were determined.<br />
Conclusions: Evaluation completed on the basis of nature-geographical units reflects the<br />
pedological deviations (chemical reaction and acidity); the differences resulting from forest<br />
utilisation and field cultivation (getting humous, chemical reaction and Zn value); tendency of<br />
the PK nutrient supply in the cropland and modification of the environmental effects<br />
(significant decrease in S stock).<br />
Bevezetés<br />
A többi környezeti elemhez, a vízhez és a levegıhöz képest a termıtalaj változása lényegesen<br />
lassabb. A Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer (TIM) vizsgálatai<br />
lehetıvé teszik, hogy az 1992. évi kezdeti vizsgálattól eltelt idıszak során bekövetkezett<br />
változásokat áttekintsük.<br />
A TIM a talajok minıségi változásainak folyamatos figyelemmel kísérését szolgáló<br />
mérı, megfigyelı, ellenırzı és információs rendszer. A mérési pontok természetföldrajzi<br />
tájanként, a tájakra jellemzı reprezentatív helyeken lettek kijelölve. A mezıgaz-<br />
159
Markó – Labant<br />
dasági hasznosítású területekkel szemben, az erdıkben az antropogén hatások kevésbé<br />
befolyásolják a természetes életközösséget, a talajok zavartalanul fejlıdhetnek.<br />
(VÁRALLYAY et al., 1995.)<br />
Jelen vizsgálatunk célkitőzése, a rendelkezésre álló TIM adatbázis alapján a barna<br />
erdıtalajok zónájához tartozó Somogy megyei természetföldrajzi tájakon, az erdı- és a<br />
szántóhasznosítású területeken a talajtulajdonságokban bekövetkezett változások öszszehasonlítása.<br />
Feltételezésünk szerint a barna erdıtalajok természetes állapotában, a fás növényi<br />
formációk alatt az elmúlt közel két évtizedben a változás kisebb mértékő, míg a barna<br />
erdıtalajok nem természetes állapotában lévı szántókon a mővelés hatására a változások<br />
jelentısebbek. A talaj termékenységének növelését, illetve szinten tartását célzó<br />
mővelés és trágyázás a talajok tulajdonságaiban határozottabb mértékő változást eredményezhet.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Az értékelést négy Somogy megyei természetföldrajzi tájra, Külsı-Somogy és Belsı-<br />
Somogy középtájra, valamint a Zselic és Marcali-hát kistájra végeztük el. A vizsgálathoz<br />
a TIM keretében 1991-ben Somogy megye területére kijelölt pontok közül a négy<br />
táj területén a barna erdıtalajokhoz tartozó 10 erdei, valamint 43 szántón lévı pont<br />
adatait használtuk fel. Az évenkénti mintavételezésbıl származó adatbázisnak csak az<br />
induláskori, 1992. évi és a részletesebb, több paraméterre kiterjedı 2007. évi vizsgálati<br />
adatait vettük figyelembe. A vizsgálat megalapozottságához tartozik, a TIM pontok<br />
mintázása minden esztendıben hasonló idıszakban, a vegetációs idı vége felé, szeptember<br />
közepe és október közepe között történt.<br />
Az értékelésünk a talajtani alapvizsgálatokra (humusztartalom, pH-H 2 O, pH-KCl,<br />
hidrolitos aciditás, összes karbonát), valamint a tápelemek közül az oldható NO 3 -N,<br />
AL-P 2 O 5 , AL-K 2 O, Na, Mg, Mn, Zn, Cu és S értékekre terjedt ki. Az összehasonlítást<br />
annak ismeretében is lehetségesnek tartjuk, hogy 2000. évtıl a szántón lévı szelvényeknél<br />
az addigi talajtanos szemlélető, genetikai szintenkénti mintázással szemben, az<br />
agrokémiai szemlélető rétegenkénti, javított pontmintázás, 9 pontról a 0-30, 30-60 és<br />
60-90 cm-es rétegbıl történt.<br />
A rendelkezésre álló adatbázis ismeretében, az erdei- és a szántóföldi pontok adatainak<br />
természetföldrajzi tájankénti számtani átlagát tartjuk összehasonlíthatónak.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A négy Somogy megyei természetföldrajzi tájon lévı, a barna erdıtalajokhoz tartozó<br />
TIM pontok vizsgálati adatainak értékelése során figyelembe kell vennünk:<br />
- A 10 erdei pont közül 5 esetben tarvágás, valamint azt követı tuskózás és új erdıtelepítéssel<br />
járó talajbolygatás történt, ami a felsı genetikai szintek talajtani jellemzıit<br />
kisebb-nagyobb mértékben módosította.<br />
- A szántón lévı pontok esetében a 1992. évi kiinduláskori vizsgálati adatok még<br />
tükrözik az 1990. elıtti gazdálkodási gyakorlat sajátosságait, az évenkénti PK alaptrágyázást,<br />
valamint a savanyú kémhatású talajok (Belsı-Somogy, Marcali-hát) általában<br />
dolomitos mészkıırleménnyel végzett mésztrágyázását. A 2007. évi adatok<br />
esetében ezek a hatások már nem vagy kisebb mértékben érvényesülnek.<br />
- A dolgozathoz mellékelt táblázatok, az áttekinthetıségre való tekintettel, a TIM<br />
pontoknak csak a két felsı szintre vonatkozó adatsorait tartalmazzák.<br />
160
A barna erdıtalajok változása a Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer ...<br />
A Dunántúli dombsághoz tartozó Külsı-Somogy középtáj sajátossága, a meridionális<br />
völgyekkel feldarabolt lösztábláin NY-K-i irányban egymást váltja az agyagbemosódásos-,<br />
a típusos Ramann-féle- és a csernozjom barna erdıtalaj.<br />
A Külsı-Somogyra vonatkozó 1 db erdei, valamint a 23 db szántóföldi pont átlagára az<br />
1992. évi és a 2007. évi vizsgálati adatok összehasonlítása alapján jellemzı (1. táblázat):<br />
- a humusztartalom az erdei pontnál nıtt, a 23 db szántón lévı pont átlagában nem<br />
változott;<br />
- a kémhatás az erdıben és a szántón is a semleges irányába módosult;<br />
- a NO3-N és a PK értékek az erdei pontnál, feltehetıen az 1992-es évet követı<br />
idıszakban történt tarvágásra visszavezethetıen, jelentısen emelkedtek; a szántókon<br />
a jó ellátottsági kategórián belül a P emelkedett, a K csökkent;<br />
- a Zn érték a szántókon jelentısen kisebb;<br />
- a S az erdıben és a szántón is határozottan csökkent.<br />
1. táblázat Külsı-somogyi erdei- és szántón lévı TIM pontok változása<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % pH-H 2 O pH-KCl y 1 CaCO 3<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Külsı-Somogy - erdı (akácos)<br />
1 42 1,6 2,2 5,1 5,6 3,8 4,3 25 31 0 0<br />
2 48 0,6 6,3 6,9 5,4 5,9 9,7 9,7 0 0<br />
Külsı-Somogy - szántó<br />
1 36 1,2 1,3 6,9 7,4 6,1 6,8 5,6 3,5 0 1,5<br />
2 40 0,6 7,5 7,7 6,4 71 2,7 6,1<br />
Gen.<br />
szint<br />
NO 3 -N P 2 O 5 K 2 O Na Mg<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Külsı-Somogy - erdı (akácos)<br />
1 42 8 24 40 153 121 138 27 24 138 39<br />
2 48 5,2 5,7 71 146 30 57<br />
Külsı-Somogy - szántó<br />
1 36 11 15 155 235 202 185 34 27 146 114<br />
2 40 4,1 11<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % Mn Zn Cu S<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Külsı-Somogy - erdı (akácos)<br />
1 42 1,6 2,2 182 119 1,3 1,3 2,5 2,7 27 14<br />
2 48 0,6 125 0,5 2,6 5,9<br />
Külsı-Somogy - szántó<br />
1 36 1,2 1,3 181 109 1,8 1,1 3,4 3,1 31 5,4<br />
2 40 0,6<br />
161
Markó – Labant<br />
A Baranyai dombsághoz tartozó Zselic mély völgyekkel, keskeny völgyközi hátakkal<br />
jellemezhetı kistáj. Területe túlnyomórészt erdısült, kevés szántómővelésbe vont része a<br />
növénytermesztés számára kedvezıtlen adottságú, nagyrészt erodált. A dombhátak felszínén<br />
a löszös üledéken kialakult agyagbemosódásos barna erdıtalaj a jellemzı.<br />
A Zselicre vonatkozó 4 db erdei és 1 db szántóföldi pontra az 1992. évi és a 2007.<br />
évi vizsgálati adatok összehasonlítása alapján jellemzı (2. táblázat):<br />
- a humusztartalom az erdıben nıtt, a szántón nem változott;<br />
- a kémhatás az erdıben a semleges, a szántón a gyengén lúgos irányába módosult;<br />
- a NO3-N a tarvágott erdık miatt, a kiindulási értékhez képest jelentıs;<br />
- a PK értékek az erdıben nem változtak, a szántón csökkentek;<br />
- a Zn értéke a szántón határozottan kisebb lett;<br />
- a S értéke az erdıben és a szántón is jelentısen csökkent.<br />
2. táblázat Zselici erdei- és szántón lévı TIM pontok változása<br />
,<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % pH-H 2 O pH-KCl y 1 CaCO 3<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Zselic - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 1,9 2,8 5,2 6,0 3,9 4,8 19 23 0 0<br />
2 38 1,3 5,3 5,8 3,7 4,3 21 16 0 0<br />
Zselic - szántó<br />
1 39 1,0 1,1 6,8 7,8 5,6 7,4 6,4 0 8<br />
2 44 0,6 7,6 8,2 6,7 7,4 0,6 12<br />
Gen.<br />
szint<br />
NO 3 -N P 2 O 5 K 2 O Na Mg<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Zselic - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 2,2 16 26 31 107 132 26 31 143 140<br />
2 38 1,9 7,3<br />
Zselic - szántó<br />
1 39 6,6 1,8 88 92 160 117 24 31 192 247<br />
2 44 3,5 0,9 65 90 42 160<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % Mn Zn Cu S<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Zselic - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 1,9 2,8 107 133 1,9 2,2 1,8 1,7 20 8,7<br />
2 38 1,3<br />
Zselic - szántó<br />
1 39 1,0 1,1 161 177 1,1 0,6 2,3 1,2 41 5,7<br />
2 44 0,6 0,8 6,1<br />
162
A barna erdıtalajok változása a Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer ...<br />
A Dunántúli-dombsághoz tartozó Belsı-Somogy középtáj geológiai értelemben futóhomok<br />
felszínné formálódott folyóvízi hordalékkúp. A felszíni homokmozgás a jelenkorban<br />
(holocén) a több csapadék és az erdısültség következtében megszőnt, csak a<br />
szabad felszínő szántókon fordul idınként elı. A táj domináns talajtípusa az iszapos<br />
homokon kialakult agyagbemosódásos barna erdıtalaj.<br />
3. táblázat Belsı-somogyi erdei- és szántón lévı TIM pontok változása<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % pH-H 2 O pH-KCl y 1 CaCO 3<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Belsı-Somogy - erdı (tölgyes és akácos)<br />
1 27 1,3 2,2 4,9 5,1 3,9 3,8 20,5 23,2 0 0<br />
2 25 1,3 5,3 5,3 3,7 3,9 20,7 16,1 0 0<br />
Belsı-Somogy - szántó<br />
1 30 1,2 1,1 6,9 6,2 6,0 5,2 5,6 7,6 0,8 0<br />
2 35 0,4 6,3 6,2 5,0 5,0 7,0 6,7 0 0<br />
Gen.<br />
szint<br />
NO 3 -N P 2 O 5 K 2 O Na Mg<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Belsı-Somogy - erdı (tölgyes és akácos)<br />
1 27 6,9 12 90 116 56 86 25 11 41 12<br />
2 25 1,7 2,8<br />
Belsı-Somogy - szántó<br />
1 30 11 11 161 187 213 171 36 22 154 15<br />
2 35 2,5 8,8<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % Mn Zn Cu S<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Belsı-Somogy - erdı (tölgyes és akácos)<br />
1 27 1,3 2,2 38 76 0,85 0,69 0,75 0,72 34 9,8<br />
2 25 1,3<br />
Belsı-Somogy - szántó<br />
1 30 1,2 1,1 107 123 1,9 1,2 1,8 1,7 33 8,7<br />
2 35 0,4<br />
A Belsı-Somogyra vonatkozó 2 db erdei és 16 db szántóföldi pont átlagértékeire az<br />
1992. évi és a 2007. évi vizsgálati adatok összehasonlítása alapján jellemzı (3. táblázat):<br />
- a humusztartalom az erdıben nıtt, a szántón kissé csökkent;<br />
- a kémhatás az erdıben nem változott, a szántó viszont savanyodott, (nagy valószínőséggel,<br />
a szántók 1992-es állapotánál még érvényesült a nyolcvanas évtizedben<br />
folytatott mésztrágyázási gyakorlat, ami késıbb elmaradt.);<br />
163
Markó – Labant<br />
- a NO 3 -N a 2 db erdei ponton történt tarvágásra visszavezethetıen, a kiindulási<br />
értéknél magasabb;<br />
- a szántón a PK értékek változtak, de változatlanul a talajok jó PK ellátottságára<br />
utalnak;<br />
- a szántó 1992-es magas Mg értéke a dolomitos mészkıporral végzett korábbi<br />
mésztrágyázásra, a 2007-es alacsony érték viszont a mésztrágyázási gyakorlat megszőnésére<br />
vezethetı vissza;<br />
- a Zn érték a szántón jelentısen kisebb;<br />
- a S értéke mind az erdıben, mind a szántón a negyedére csökkent.<br />
4. táblázat Marcali-háton lévı erdei- és szántón lévı TIM pontok változása<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % pH-H 2 O pH-KCl y 1 CaCO 3<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Marcali-hát - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 1,4 1,6 5,1 5,0 3,7 3,6 24 37 0 0<br />
2 42 0,4 6,2 5,9 5,4 4,0 12 20 0 0<br />
Marcali-hát - szántó<br />
1 38 1,2 1,2 6,9 6,6 6,0 6,1 4,5 4,4 0 0<br />
2 38 0,5 7,1 6,8 5,6 5,9 3,2 4,9 0,2 0<br />
Gen.<br />
szint<br />
NO 3 -N P 2 O 5 K 2 O Na Mg<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
Marcali-hát - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 2,7 6,5 118 121 95 137 26 28 101 21<br />
2 42 2,4 0,1<br />
Marcali-hát - szántó<br />
1 38 8,9 13,2 134 98 203 234 30 29 158 150<br />
2 38 2,9 6,4<br />
Gen.<br />
szint<br />
Hum. % Mn Zn Cu S<br />
K A<br />
’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07 ’92 ’07<br />
164<br />
Marcali-hát - erdı (tölgyes és gyertyános)<br />
1 37 1,4 1,6 179 116 2,0 2,3 1,6 1,8 27 12<br />
2 42 0,4<br />
Marcali-hát - szántó<br />
1 38 1,2 1,2 165 111 2,0 1,4 2,9 3,9 32 6,7<br />
2 38 0,5<br />
Marcali-hát Belsı-Somogyhoz tartozó, de természeti adottságaiban (domborzat,<br />
felszíni talajképzı kızet) attól határozottan eltérı kistáj. Talajtakarója a löszös üledéken<br />
kialakult agyagbemosódásos barna erdıtalaj.
A barna erdıtalajok változása a Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer ...<br />
A Marcali-hátra vonatkozó 3 db erdei és 3 db szántóföldi pont átlagértékeire az 1992.<br />
évi és a 2007. évi vizsgálati adatok összehasonlítása alapján jellemzı (4. táblázat):<br />
- a humusztartalom az erdıben nıtt, a szántón nem változott;<br />
- a kémhatás az erdıben nem változott, a szántó gyengén savanyodott, ami a Belsı-Somogyra<br />
vonatkozó megállapításhoz hasonlóan, a mésztrágyázás elmaradására<br />
vezethetı vissza;<br />
- a PK értékek az erdıben nem változtak, a szántón a P csökkent, a K nıtt;<br />
- a Zn értéke a szántón határozottan csökkent;<br />
- a S értéke az erdıben és a szántón is jelentısen, harmadára csökkent.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, következtetések<br />
Összefoglalva a barna erdıtalajok zónájához tartozó Somogy megyei tájegységek TIM<br />
pontjainak 1992. évi kiinduláskori és 2007. évi, másfél évtizeddel késıbbi átlagolt<br />
adatainak összehasonlításából levont következtetéseket, megállapítható:<br />
- az erdei pontokon a humusztartalom nıtt, a szántón lévı pontokon nem változott;<br />
- a löszös üledéken kialakult talajok savanyú kémhatása enyhült, a homokon lévı<br />
talajok viszont savanyodtak;<br />
- a NO 3 -N és a PK értékek jelentıs változása a tarvágott erdei pontok esetében állapítható<br />
meg; feltehetıen a felsı talajszint megbolygatása, a bekövetkezı ásványosodás<br />
eredményeként;<br />
- a szántón lévı pontok 1992. évi kiinduláskori PK átlagértékei 2007-re kisebbnagyobb<br />
mértékben változtak, de alapjában a korábbi ellátottsági kategórián belül<br />
maradtak;<br />
- a Zn értéke az erdei pontokon nem, a szántón lévı pontokon jelentısen csökkent,<br />
feltehetıen a kukorica vetésszerkezeten belüli magas aránya miatt is;<br />
- a S értéknek az erdei és szántó pontokon bekövetkezett nagyarányú csökkenése a<br />
környezetbıl és a mőtrágyahasználatból származó kénutánpótlás elmaradására vezethetı<br />
vissza.<br />
Irodalomjegyzék<br />
LÓKI, J. (1981). Belsı-Somogy futóhomok területeinek kialakulása és formái. Közlemények a<br />
Debreceni Kossuth Lajos Tudományegyetem Földrajzi Intézetébıl, Debrecen.<br />
MAROSI, S. (1970). Belsı-Somogy kialakulása és felszínalaktana.Akadémiai Kiadó, Budapest<br />
PÉCSI, M. (1981). A Dunántúli-dombság. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
SZILÁRD, J. (1967). Külsı-Somogy kialakulása és felszínalaktana..Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
VÁRALLYAY, GY., HARTYÁNYI, M., MARTH, P., MOLNÁR, E., PODMANICZKY, G., SZABADOS, I.,<br />
KELE, G. (1995). Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer 1. kötet, Módszertan.<br />
Földmővelésügyi Minisztérium, Budapest.<br />
165
166
A VAS OLDÉKONYSÁGÁNAK ÉVSZAKOS ÉS<br />
NAPSZAKOS DINAMIKÁJA TÍPUSOS RÉTI<br />
TALAJBAN ÉS TİZEGES LÁPTALAJBAN<br />
Szalai Zoltán 1 , Kiss Klaudia 2 , Horváth-Szabó Kata 2 , Jakab Gergely 1 , Németh Tibor 3 ,<br />
Sipos Péter 3 , Fehér Katalin 2 , Szabó Mária 2 , Mészáros Erzsébet 1 , Madarász Balázs 1<br />
1 MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, Budapest<br />
2 ELTE TTK FFI Környezet és Tájföldrajzi Tanszék, Budapest<br />
3 MTA Geokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: szalaiz@mtafki.hu<br />
Összefoglaló<br />
A vas oldékonyságának a talajokban megfigyelhetı dinamikáját az értekezések többsége a szilárd<br />
fázis oldaláról közelíti meg. Ez elsısorban a kémhatás és a redox viszonyok függvénye, de<br />
jelentıs szerepet játszik benne a kis molekulatömegő szerves anyagokkal történı komplex képzés<br />
is. Hazai körülmények között a vasmozgás nyomai a réti és láptalajokban figyelhetık meg<br />
leginkább. E témában a talajoldat redox viszonyainak és vastartalmának évszakos és napszakos<br />
változásáról csak igen kevés közlemény látott napvilágot, az azokban közöltek pedig legtöbbször<br />
ellentmondanak egymásnak. Felmerül a kérdés, mi áll ezen ellentmondások hátterében.<br />
Jelen publikációban annak próbálunk meg utána járni, hogy ez a jelenség az eltérı módszertanra<br />
vezethetı-e vissza, vagy más természeti jelenség áll-e a háttérben<br />
Summary<br />
The most of the scientific publications approach the solubility of the iron in the soils from the<br />
aspect of solid phase. This process is driven by the change of pH and/or redox properties and<br />
it’s influenced by the chelatisation, as well. The traces of the iron mobility can primarily be<br />
found in wetland soils (gleysols and histosols) in the Carpathian Basin. Despite the fact that<br />
several publications deal with this phenomenon, there are only few publications (studies) on<br />
dissolved iron fluctuation in soil solution. Moreover, published results are inconsistent. These<br />
inconsistencies may be based on the different methods or on the different environmental<br />
conditions. Present publications deal with (describe) the background of these contradictions.<br />
Bevezetés<br />
A vas oldékonysága savanyú és/vagy (bizonyos határok között) reduktív (BOHN et al.,<br />
1979) körülmények esetén emelkedik meg olyan mértékben, hogy a talajszelvényben<br />
érdemi vasmozgást figyelhetünk meg. A vas oldatban maradását a kis molekulatömegő<br />
szerves anyagok is fokozzák (EGGLETON, THOMAS, 2004). Az oldott szerves szén<br />
(DOC) és a redox viszonyok (Eh) kapcsolatáról számos közleményben találhatunk<br />
információt (RIVETT et al., 2008). A vas (valamint ehhez kapcsolódóan számos mikroelem)<br />
oldékonyságát tárgyaló közlemények száma jóval csekélyebb, azok is legnagyobbrészt<br />
a szilárd fázis oldaláról közelítik meg a témát. A fellelhetı források közül a<br />
legtöbb mikrobiális folyamatokkal kapcsolatos eredményt közöl (RIVETT et al., 2008),<br />
de számos, a növények ásványos táplálkozásával összefüggı közlemény is megtalálható<br />
(KOVÁCS et al., 2005; BARTA et al., 2006; FARSANG et al., 2007). A témában a kém-<br />
167
Szalai et al.<br />
hatás megváltozásának hatásáról (IMPELLITERITTERI, 2005; SZABÓ, SZABÓ, 2006;<br />
SZABÓ et al., 2008) és az agyagásványokon végzett szorpciós kísérletek eredményeirıl<br />
tudósító közlemények is könnyen fellelhetık (NÉMETH et al., 2005; SIPOS, 2006),<br />
azonban a talajoldat redox viszonyainak és ehhez kapcsolódóan vastartalmának változásáról<br />
alig találunk forrást.<br />
Természeti adottságai okán, <strong>Magyar</strong>országon a vas mobilizációja terepi körülmények<br />
között elsısorban az oxidációs-redukciós viszonyok változásával kapcsolatban,<br />
réti és láptalajokban tanulmányozható. A talaj redoxpotenciáljának dinamikájáról a<br />
szakirodalmi források egymásnak ellentmondanak. Laboratóriumi „batch scale” kísérletekben<br />
rendszeresen jelentıs, akár +400 mV és -400 mV közötti napi ingadozásokat<br />
is leírtak (WIESSNER et al., 2005), vannak akik terepi viszonyok között is hasonló jelenségrıl<br />
tudósítanak (DUSEK et al., 2005). Ezzel ellentétben vannak olyan források is,<br />
melyek a talajok redox viszonyainak inkább évszakos dinamikáját figyelték meg<br />
(SZALAI et al., 2010). A talaj redox és kémhatás viszonyait a magasabbrendő növények<br />
(WEISS et al., 2005.) és a talajmikrobák jelentısen befolyásolják (NEBAUER et al.,<br />
2008). A szakirodalomban az élıvilág és a talajok, valamint az üledékek redox viszonyainak<br />
kapcsolatát fıleg a mikrobiális organizmusokkal kapcsolatban tanulmányozták<br />
(GAMBRELL, 1994.; GUO et al., 1998). Az irodalmi adatok igencsak megoszlanak a<br />
tekintetben, hogy a vas mobilizációja, ill. a kicsapódás milyen sebességgel megy végbe,<br />
azaz van-e az Eh-nak napszakos ingadozása, és ha igen, azt miként követi a talajoldat<br />
vas és DOC tartalma (WIESSNER et al., 2005). Az egymásnak ellentmondó eredmények<br />
feltételezhetıen az eltérı módszertannak (laboratóriumi vs. terepi), az eltérı idıskálának<br />
és az eltérı geomédiának egyaránt betudhatóak. Jelen közleményben erre a<br />
kérdésre kerestük a választ, úgy, hogy egy kutatócsoport két különbözı mintaterületen,<br />
napos és órás felbontású méréseit hasonlítottuk össze.<br />
Anyag és módszer<br />
Vizsgálatainkat a Tolnai-dombság területén az É-D csapásirányú Szabadszántók völgyben<br />
egy felvízi mocsárréten és Ceglédbercel ceglédi határában, a Gerjét kísérı lápi dinamikát<br />
mutató vizes élıhelyen végeztük (1. ábra). A szabadszántóki völgytalp csakúgy, mint a<br />
ceglédberceli mocsár és láprét talajai a legszárazabb idıszakokban is vízzel telítettek.<br />
1. ábra A mintaterületek elhelyezkedése <strong>Magyar</strong>országon<br />
168
A vas oldékonyságának évszakos és napszakos dinamikája...<br />
Szabadszántókon két pontban, típusos réti talajban (Sz1; Sz2), Ceglédbercelen három<br />
pontban, két meszes, típusos réti talajban (M1, M2), valamint tızeges láptalajban<br />
(M3) végeztünk méréseket. Az órás felbontású adatok összehasonlításánál azonos idıszakban<br />
(koranyáron), hasonló, a felszíntıl számított 5-10 cm –es talajvízszintnél győjtött<br />
adatokat alkalmaztunk.<br />
A mérési pontokban két-két egymás felé irányuló 15 cm mély, 0,8 cm átmérıjő<br />
„fészket” alakítottunk ki. A kialakított lyukakba egy-egy pH ill. Eh érzékelıt helyeztünk.<br />
Az érzékelıket TESTO 230 típusú készülékkel olvastuk ki. A mért Eh értékeket a<br />
gyártó által megadott összefüggés segítségével hidrogénelektródhoz mért<br />
redoxpotenciálra számítottuk át. Laboratóriumi vizsgálatokhoz a talajoldatot 4 cm átmérıjő,<br />
20 cm-es talpmélységő, a talptól 15 cm-es mélységig az oldalán perforált<br />
talajvízkutakból győjtöttük.<br />
Szabadszántókon a 2005. és 2006. évben napos bontásban, délben történt adatrögzítés<br />
és mintavétel. Ebben a mérési pontban a napi egyszeri adatgyőjtésen túl, évi három<br />
alkalommal két napon keresztül óránkénti adatgyőjtést is végeztünk. Ceglédbercelen<br />
2008-ban és 2009-ben július elején, négy-négy napon keresztül végeztünk adatgyőjtést<br />
60 pereces és 120 perces mintavételi közökkel.<br />
Az atomabszorpciós vizsgálatokhoz a mintát pH 1,5 értékre salétromsavval savanyítottuk.<br />
A DOC méréshez győjtött mintákat lefagyasztottuk és a mérésig -20 o C hımérsékleten<br />
tároltuk. A talajoldat vas és mangántartalmát a 0.1 mg l -1 alatti tartományban<br />
gf-AAS-sel, e felett fl-AAS-sel mértük. A DOC meghatározását N-DIRkemilumineszcens<br />
C/N analizátorral végeztük.<br />
A mérési pontok talajainak rendszertani besorolását alacsony talajvízszint idején kiásott<br />
szelvények leírása alapján végeztük el. Jelen közleményben közreadott eredmények<br />
a genetikai szinttıl függetlenül a felszíntıl számított 15±2 cm –es mélységet jellemzik,<br />
amelyekbıl a vízmintavétel is történt. A talaj könnyen oldható és tömény savval<br />
kioldható fémtartalmát az MSZ21470-50:1998 szabvány szerint elkészített<br />
extrakciós eljárásokkal, fl-AAS-sel, az összes vastartalmat XRF-fel mértük. A talajminták<br />
szerves széntartalmát (SOC) N-DIR-kemilumineszcens C/N analizátorral, karbonát<br />
tartalmát Scheibler-féle kalciméterrel vizsgáltuk. A talajok szervesanyag tartalmát<br />
(SOM) az SOC-bıl számítottuk (SOM = SOC*1,72). A talajok desztillált vizes és<br />
kálium-kloridos kémhatását (pH dv , pH KCl ) BUZÁS (1988) által közölt módszer alapján<br />
mértük. A szemcseösszetételt Fraunhoffer elvő lézerdiffrakciós analizátorral, a „finomföld<br />
frakció” ásványos összetételét XRD-vel határoztuk meg. A vizsgált pontok cönológiai<br />
viszonyait a koranyári aszpektusban, 1 m-es élhosszúságú kvadrátokban végzett<br />
felvételezések alapján rögzítettük. Jelen közleményben csak az 1%-nál magasabb borítási<br />
arányú fajok listáját közöltük.<br />
Eredmények és megvitatásuk<br />
Mindkét mintaterület talajainak vizsgált szintjeiben a kızetliszt (2-50µm) frakció dominál.<br />
Textúrájukat tekintve iszap, illetve iszapos vályog (Ceglédbercel, M1) összetételőek.<br />
A textúrához hasonlóan a desztillált vizes pH tekintetében sincs érdemi különbség<br />
a mérési pontok között, annak ellenére, hogy a szénsavas mésztartalomban jelentıs<br />
különbségek adódtak (1. táblázat). A szabadszántóki talajok összes szerves anyag tartalma<br />
(SOM) 5% alatt maradt, míg Ceglédbercelen mindkét réti talajként leírt szelvényben<br />
meghaladta ezt az értéket.<br />
169
Szalai et al.<br />
A SOM mennyisége a láptalaj irányában, toposzekvencia mentén nı. A tızeges láptalaj<br />
tızegjének szervesanyag tartalma meghaladja a 35%-ot. A szervesanyaggal ellentétben<br />
az XRF-fel kimutatható összes vastartalom Szabad-szántók réti talajaiban magasabb.<br />
A tızeges láptalaj tızegjének vastartalma a réti talajokban mért legmagasabb<br />
koncentrációknak is több mint kétszerese. A vas a szabadszántóki pontokban és a<br />
ceglédberceli tızegben goethit, Ceglédbercel M1 pontban sziderit, míg az M2 pontban<br />
vivianit formájában van jelen.<br />
1. táblázat A mérési pontok feltalajainak fizikai és kémiai tulajdonságai<br />
170<br />
Szabadszántók<br />
Ceglédbercel<br />
Sz1 Sz2 M1 M2 M3<br />
Agyag,
A vas oldékonyságának évszakos és napszakos dinamikája...<br />
ezzel szomszédos Sz2 pontban a talajoldat szerves széntartalma +100 mV alatt emelkedik<br />
meg ugrásszerően. Ugyanezen pontokban csak a reduktívabb állapotú napokban<br />
figyelhetjük meg a DOC jelentıs napi ingadozását. A talajoldat DOC szintje ekkor<br />
látszólag a redox viszonyoktól függetlenül változik. A DOC szint ingadozását +230<br />
mV Eh felett egyetlen pontban sem figyeltük meg (4. ábra).<br />
2. ábra A talajoldat redoxviszonyainak éves dinamikája<br />
az Sz1 és az Sz2 pontokban (Szabadszántók)<br />
3. ábra A talajoldat redoxviszonyainak napi dinamikája Szabadszántókon (2006.) és Ceglédberecelen<br />
(2009), anticiklonáris viszonyok mellett, 10 cm-es talajvízszint mellett<br />
Szabadszántók a talajainak oldott vastartalma +100 mV alatt kezd megemelkedni.<br />
+50 mV alatt a DOC és az oldott vas azonos dinamikát mutat. Ennél reduktívabb körülmények<br />
között a vaskoncentráció emelkedését nem követi a talajoldat oldott szerves<br />
szén koncentrációja. Ezekben a pontokban a talajoldat vastartalmának napi ingadozása<br />
is csak +50 mV alatt figyelhetı meg. Ekkor a DOC-hoz hasonlóan az oldott vastartalom<br />
sem mutatott látható kapcsolatot a redoxpotenciállal (5. ábra).<br />
171
Szalai et al.<br />
4. ábra A talajoldat oldott szerves szén (DOC) koncentrációinak éves menete Szabadszántók<br />
mintavételi pontjaiban<br />
5. ábra A talajoldat vastartalmának éves menete a Szabadszántók mintavételi pontjaiban<br />
172<br />
6. ábra A redoxviszonyok és a DOC kapcsolata napi és órás adatsorok alapján
A vas oldékonyságának évszakos és napszakos dinamikája...<br />
A Szabadszántókon tapasztaltakkal ellentétben a ceglédberceli mérési pontokban a talajoldat<br />
DOC-tartalma órás bontású adatoknál is követi a redoxviszonyok megváltozását.<br />
A talajoldat szerves széntartalma a redoxpotenciál csökkenésével együtt növekszik (6.<br />
ábra). A talajoldat vastartalma a Szabadszántókon mértekkel ellentétben +50 mV alatt<br />
kezd el megemelkedni. Az M1 pontban -50 mV alatt már ismételten csökken a talajoldat<br />
vastartalma, míg az M2 és az M3 pontokban ez a határ -180 mV körül figyelhetı meg. A<br />
magasabb összes vastartalmú tızeges láptalajban a talajoldat maximális vastartalma alacsonyabb<br />
volt, mint az M2-es réti talajban (7. ábra).<br />
7. ábra A redoxviszonyok és az oldott vas kapcsolata napi és órás adatsorok alapján<br />
8. ábra Az oldott szerves szén és az oldott vas kapcsolata napi és órás adatsorok alapján<br />
Jóllehet a korábbi kutatások szinte mindegyike az oldott szerves szén és az oldott<br />
vastartalom kapcsolatáról tudósít, ilyen kapcsolatot nem minden pontban sikerült megfigyelnünk.<br />
2008 kora-nyári idıszakában a tızeges láptalajokból győjtött talaj-oldatok<br />
vastartalma állandó DOC szint mellett is jelentıs különbségeket mutatott. 2006<br />
koranyári aszpektusban, hasonló idıjárási viszonyok mellett a Szabadszántók Sz1<br />
pontban ezzel éppen ellenkezıleg konstans oldott vastartalom mellett a talajoldat DOC<br />
koncentrá-ciója változott jelentıs mértékben. A „batch-scale” kísérletekkel ellentétben<br />
az általunk végzett terepi kutatások során nem feltétlen volt összefüggés a DOC és az<br />
oldott vastartalom között (8. ábra).<br />
173
Szalai et al.<br />
Következtetések<br />
Amennyiben a Szabadszántókon és a Ceglédbercelen végzett kutatásainkból nyert<br />
eredményeinket külön publikálnánk, úgy közleményeink eredményei egymásnak ellentmondanának.<br />
Ellentmondást találtunk a talajoldat szerves szén tartalmának és a<br />
redoxpotenciál közötti kapcsolat, valamint a talajoldat vastartalmának dinamikája és a<br />
redoxpotenciál közötti kapcsolat tekintetében is. Ez utóbbi esetben, még a<br />
ceglédberceli M1 és M2-M3 pontok is eltérıen viselkedtek.<br />
A talaj szilárd fázisában megfigyelhetı különbségek ezeket az eltéréseket részben<br />
magyarázhatják. Az M1 pontban a -50 mV alatti vastartalom csökkenést a sziderit képzıdés<br />
magyarázhatja (ROH et al., 2003.), ennek a nyoma a talajban is megfigyelhetı.<br />
Az ettıl csak 2 m távolságban található M2 és M3 pontokban a talajoldat vastartalmának<br />
csökkenése -180 mV alatt figyelhetı meg, amit a vivianit képzıdés magyarázhat<br />
(NRIAGU, 1972.). Ennek nyomát csak az M2 pontban találtuk meg. Ceglédbercellel<br />
ellentétben Szabadszántókon nem mértünk olyan alacsony Eh értékeket, ahol ezek a<br />
folyamatok végbemehettek volna.<br />
A talajoldat oldott szerves szén tartalma és a redox viszonyok, valamint a DOC és<br />
az oldott vastartalom között tapasztalt területi különbségek valószínőleg részben a domináns<br />
lágyszárú fajok összetételében tapasztalható különbségekre, valamint azok<br />
rhizoszférájában lejátszódó mikrobiológiai folyamatokra vezethetıek vissza.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A kutatás megkezdését az OTKA (T38122), a Bolyai Ösztöndíj és Ceglédbercel Önkormányzata<br />
támogatta. A szerzık köszönetet mondanak Plutzer Lénárdnak, a kutatási<br />
terület biztosításáért.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BUZÁS, I. (szerk.) (1988). Talaj és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. Mezıgazdasági Kiadó.<br />
BARTA, K., FARSANG, A., MEZİSI, G., ERDEI, L., CSER, V. 2006. Fitoremediációs kísérletek<br />
eltérı szennyezettségő területeken. Talajvédelem, 14, 144 -152.<br />
BOHN, H. L., MCNEAL, B. L., O’CONNOR, G. A. (1979). Soil Chemistry. New York, John Wiley<br />
and Sons.<br />
DUSEK, J., PICEK, T., CIZKOVÁ, H. (2008). Redox potential dynamics in a horizontal subsurface<br />
flow constructed wetland for wastewater treatment: Diel, seasonal and spatial fluctuations.<br />
Ecological Engineering, 34, 223-232.<br />
EGGLETON, J., THOMAS, K. V. (2004). A review of factors aff ecting the release and<br />
bioavailability of contaminants during sediment disturbance events. Environment<br />
International, 30, 973–980.<br />
FARSANG, A., CSER, V., BARTA, K., MEZİSI, G., ERDEI, L., BARTHA, B., FEKETE, I., POZSONYI ,E.<br />
(2007). Indukált fitoextrakció alkalmazása extrémen szennyezett földszerő anyagon. Agrokémia<br />
és Talajtan, 56 (2), 317-332.<br />
GAMBRELL, R. P. (1994). Trace and toxic metals in wetlands – a review. Journal of<br />
Environmental Quality, 23, 883-891.<br />
GUO, T., DELAUNE, D., PATRICK, W. H. (1998). The Effect of Sediment Redox Chemistry on<br />
Solubility/Chemically Active Forms of Selected Metals in Bottom Sediment Receiving<br />
Produced Water DischargeSpill Science and Technology Bulletin, 4 (3), 165-175.<br />
IMPELLITERITTERI, C. A. (2005). Effects of pH and phosphate on metal distribution with<br />
emphassis on As speciation and mobilization in soils from lead smelting site. Science of the<br />
Total Environment, 345, 175-190.<br />
174
A vas oldékonyságának évszakos és napszakos dinamikája...<br />
KOVÁCS, K., KUZMANN, E., FODOR, F., VÉRTES, A., KAMNEV, A. A. (2005). Mössbauer study of<br />
iron uptake in cucumber root. Hyperfine Interact, 165, 289-294.<br />
NÉMETH, T., MOHAI, I., TÓTH, M. (2005). Adsorption of copper and zinc ions on various<br />
montmorillonites: an XRD study. Acta Mineralogica-Petrographica, 46, 29-36.<br />
NEUBAUER, S.C., EMERSON, D., MEGONIGAL, J.P. (2008). Microbial oxidation and reduction of<br />
iron in the root zone and influences on metal mobility. In VIOLANTE, A., HUANG, P.M.,<br />
GADD G.M. (eds.) 2008. Biophysico-Chemical Processes of Heavy Metals and Metalloids in<br />
Soil Environments, John Wiley & Sons, New Jersey, 339-371.<br />
NRIAGU, J.O. (1972). Stability of vivianite and ion-pair formation in the system Fe 3 (PO 4 )2-<br />
H 3 PO 4 -H 3 PO 4 -H 2 O. Geochimica et Cosmochimica Acta, 36 (4), 459-470.<br />
RIVETT, M. O., STEPHEN, R. B., MORGAN, PH., SMITH, J.W.N., BEMMENT, CH.D. (2008). Nitrate<br />
attenuation in groundwater. A review of biogeochemical processes. Water Research, 42,<br />
4215–4232.<br />
ROH, Y. C. , ZHANG, L., VALI, H., LAUF, R. J., ZHOU, J., PHELPS, T. J. (2003). Clays and Clay<br />
Minerals, 51 (1), 83-95.<br />
SIPOS P. (2006). Mobilization conditions of lead in forest soils from the Cserhát Mts, NE Hungary.<br />
Acta Mineralogica-Petrographica, 47, 53-59.<br />
SZABÓ, SZ., SZABÓ, GY. (2006). Sósavas terhelések hatásának vizsgálata a talajok kémhatására<br />
és a nehézfémek mobilizációjára Ramann-féle barna erdıtalajokon − Egy szakmai életút<br />
eredményei és színhelyei – Tiszteletkötet Martonné Dr. Erdıs Katalin 60. születésnapjára,<br />
DE, Tájvédelmi és Környezetföldrajzi Tanszék, 151-158.<br />
SZABÓ, SZ., SZABÓ, GY., FODOR, CS., PAPP, L. (2008). Investigation of two sewage disposal<br />
sites from the aspect of environmental impacts on soil and groundwater in the County of<br />
Hajdú-Bihar (Hungary). Moravian Geographical Reports, 16 (1), 37-45.<br />
SZALAI, Z., JAKAB, G., NÉMETH, T., SIPOS, P., MÉSZÁROS, E., DI GLERIA, M., MADARÁSZ, B.,<br />
VARGA, I., HORVÁTH-SZABÓ, K. (2010). Dynamics of organic carbon and dissolved iron in<br />
relation to landscape diversity. Hungarian Geographical Bulletin, 59 (1), 17–33.<br />
WEISS, J.V., EMERSON, D., MEGONIGAL J. P. (2005). Rhizosphere Iron(III) Deposition and<br />
Reduction in a Juncus effusus L.-Dominated Wetland. Soil Science Society of America Journal,<br />
69, 1861-1870.<br />
WIESSNER, A., KAPPELMAYER, U., KUSCHK, P., KÄSTNER, M. (2005). Influence of the redox<br />
conditions dynamics on the removal efficiency of a laboratory-scale constructed wetland.<br />
Water Research, 39, 248–256.<br />
175
176
TALAJÉLET ÉS TALAJHASZNÁLAT VÁLTOZÓ<br />
KLIMATIKUS ÉS TERMELÉSI VISZONYOK<br />
KÖZÖTT
A TISZÁNTÚLI SZIKES TALAJOK SZÁNTÓKÉNTI<br />
ÉS GYEPPEL TÖRTÉNİ HASZNOSÍTÁSA<br />
Blaskó Lajos<br />
Debreceni Egyetem AGTC KIT Karcagi Kutató Intézet, Karcag<br />
e-mail: blasko@dateki.hu<br />
Összefoglalás<br />
A szikes talajok hasznosításának és talajjavítási alkalmazásának kérdése a 19. századi nagy<br />
folyószabályozások óta napirenden van. A változó ökológiai és ökonómiai feltételek szükségessé<br />
teszik, hogy az eddigi kutatási eredményeket újra értékeljük a fenntartható talajhasználatot<br />
megalapozó döntésekhez. Ennek érdekében a Karcagi Kutató Intézetben folyó, a szikes talajok<br />
javítására és hasznosítására vonatkozó kutatása eredményeibıl levonható következtetéseket<br />
foglalom össze. Szántóhasznosítás – elsısorban gabonatermesztésre – ott lehetséges, ahol a<br />
kilúgzott réteg mélysége javítás elıtti állapotban is meghaladja a 20 cm-t. Ennél sekélyebb A-<br />
szint esetén a gyeppel történı hasznosítás javasolható.<br />
Summary<br />
Salt affected soils (SAS) with structural B-horizon (meadow solonetz soils) represent the most<br />
wide spread group of SAS in Hungary. About 50 percent of these soils have been reclaimed and<br />
used as arable land until now. The practice of reclamation of the SAS-s is more than two centuries<br />
old. In spite of this long history the revaluation of the research and the practical results is<br />
important because of the changing economical and ecological situation. The main research<br />
results on the amelioration on the amelioration and land use possibilities of SAS-s are summarized,<br />
surveying the main results relating to SAS with structural B-horizon. Taking into<br />
consideration the yields that can be achieved by various reclamation levels in the different<br />
solonetzic soil subtypes the Solonetz soils with A-horizon deeper than 20 cm can be used as<br />
grain producing fields. If the leached layer is shallower than 20 cm these soils can be used as<br />
grassland.<br />
Bevezetés, irodalmi áttekintés<br />
A talajhasználati és talajjavítási döntések csak akkor lehetnek okszerőek, ha minél<br />
részletesebb ismeretekkel rendelkezünk a talajokban zajló folyamatokról és a különbözı<br />
agrotechnikai eljárások mellett elérhetı növénytermesztési hozamokról.<br />
A szolonyec típusba tartozó mélyebben kilúgzott, mésszel illetve meszes altalajterítéssel<br />
javítható szikes talajok sikeres javítási eredményeirıl számos egyedi publikáció<br />
és szintetizáló mő jelent meg (ARANY, 1956; SIPOS, BOCSKAI, 1966; PRETTENHOFFER,<br />
1969; DZUBAI, 1971; HALÁSZ, 1974; BOCSKAI, 1974; KÖHLER, 1982; PATÓCS, 1982).<br />
A talajjavítás költségei között meghatározó, hogy szinte minden esetben nagy tömegő<br />
javítóanyag helyszínre történı szállítását igényli. A javítási költségek optimalizálásához<br />
jelentısen hozzájárult DÖMSÖDI (1988) javítóanyag katasztere, amely a talajjavítási<br />
célra alkalmas hazai ásványvagyonról, azok elıfordulási helyérıl és felhasználási<br />
lehetıségeirıl adott átfogó értékelést.<br />
179
Blaskó<br />
Kedvezı – esetenként a kémiai javítással egyenértékő - eredménnyel zárultak a réti<br />
szolonyec talajon kémiai javítás nélküli mélylazítási kísérletek is (SIPOS, 1966; SIPOS,<br />
BOCSKAI, 1966; BOCSKAI, 1972; SIPOS, 1973; HALÁSZ, 1973), jelezve, hogy ezeken a<br />
talajokon a szikesség elsısorban a fizikai - vízgazdálkodási tulajdonságok leromlása<br />
révén korlátozza a növénytermesztést.<br />
PRETTENHOFFER (1969) kísérletei alapján megállapította, hogy szolonyec típusú<br />
szikes talajok még kémia javítás esetén is viszonylag sekély termıréteggel rendelkeznek,<br />
ezért javítás után is csak a szikes körülményeket tőrı növények termeszthetık<br />
sikeresen.<br />
A javított szikes talajokon termeszthetı növények kiválasztására sok kísérlet folyt.<br />
PATÓCS (1978) több kísérlet eredménye alapján meghatározta a különbözı szikes<br />
talajjavítási módok átlagos termésnövelı hatását. Eredményei szerint a javítatlan terület<br />
2,46 GE t/ha termését a hagyományos feltalaj meszezés 0,47 t/ha-ral növelte, a különbözı<br />
módszerrel végzett mélyebb rétegekig terjedı javítás 0,84 t/ha termésnövekedést<br />
eredményezett.<br />
BOCSKAI (1974) több kísérlet eredménye alapján a kalcium-karbonáttal végzett talajjavítás<br />
átlagos termésnövelı hatását 0,5-0,6 GE t/ha-ban, a gipsziszapok és a perkupai<br />
gipsz átlagos termésnövelı hatását 0,55 GE t/ha-ban, a digózás termésnövelı hatását<br />
0,55-0,80 GE t/ha-ban adta meg.<br />
Az utóbbi évtizedekben csak néhány szabadföldi kísérletben folyt a szikes talajok<br />
javíthatóságának vizsgálata. FEKETE (2002) a Zagyva völgyében levı szikes talajok<br />
javítására folytatott sárgaföld terítéssel és meszezéssel beállított kísérletének eredményei<br />
szerint javítás hatására a termesztett növények hozama 25-30 %-kal nıtt.<br />
Szikes gyepterületen a só felhalmozódás és a talajfelszín mikro-domborzatának viszonyára<br />
hortobágyi szikes talajon végzett vizsgálatuk alapján TÓTH et al. (2001) állítottak<br />
fel koncepcionális modellt, miszerint a sók kilúgzása legintenzívebben a mélyebben<br />
fekvı réties talajrészeken folyik.<br />
A Duna-Tisza-közi szikes talajok vizsgálatakor MILE et al. (2001) ezzel ellentétes<br />
megállapítására jutottak, miszerint: “a só akkumulációs folyamatokban kizárólag az<br />
alacsonyabban fekvı talajokat találták érintettnek”.<br />
A karcagpusztai komplex meliorációs kísérlet eredményei<br />
Az 1970-es végétıl a hazai talajjavításban az ún. “komplex meliorációs” szakasz kezdıdött<br />
(a vízrendezés, kémiai és mechanikai talajjavítás, okszerő talajmővelés együttes<br />
alkalmazása). Szikes talajon Karcagpusztán NYIRI és FEHÉR (1977) tervei alapján készült<br />
komplex meliorációs modelltelep, amelyben tovább vizsgálunk minden korábbi<br />
réti szolonyec talaj javítására alkalmas módszert, kiegészítve azokat drénezési kezelésekkel,<br />
így tartamkísérletként ma is adatot szolgáltat a különbözı javítási módokkal<br />
elérhetı talajjavulási eredményekrıl és növénytermesztési lehetıségekrıl.<br />
A kísérleti területen a réti szolonyec talaj kérges közepes és mély altípusai, valamint<br />
a mélyben szolonyeces réti talaj is megtalálható. A kémiai javítás kivitelezése az adott<br />
talajfolt tulajdonságaihoz alkalmazkodva történt (1. táblázat).<br />
A kísérlet elsı két évtizedére a mélyebb talajvízszint és a kilúgzási tendencia volt<br />
jellemzı. Az 2000-es évek közepétıl azonban az esetenként ismét megemelkedı talajvízszint<br />
hatására a drénezetlen talajok 60-80 cm alatti rétegében újabb sótartalom növekedés<br />
volt, de ez nem volt olyan mértékő, hogy teljesen visszafordította volna, inkább<br />
csak lassította a korábbi évtizedek kilúgzási tendenciáját (2. táblázat).<br />
180
A tiszántúli szikes talajok szántókénti és gyeppel történı hasznosítása<br />
1. táblázat Meliorációs kísérlet talajának altípus szerinti besorolása és talajjavítási kezelései<br />
A kísérleten belül: talajfolt<br />
altípusa 1 Meliorációs kezelés 2 A kezelés<br />
jelzése 3<br />
Kérges réti szolonyec 4 -meszes altalajterítés a (2)<br />
- feltalaj gipszezés b (3,17)<br />
- feltalaj meszezés c (11)<br />
- feltalaj gipsz<br />
(4,16)<br />
B- szint gipsz d<br />
- feltalaj mész/<br />
(7,12)<br />
B- szint gipsz<br />
+ 5 m drén e<br />
- feltalaj mész/<br />
(15)<br />
B- szint gipsz<br />
+ 15 m drén f<br />
Közepes réti szolonyec: 5 - feltalaj mész/<br />
(8)<br />
B- szint gipsz g<br />
Mély réti szolonyec<br />
illetve réti talaj: 6<br />
- feltalaj mész/<br />
(14)<br />
B- szint gipsz<br />
+ 10 m drén h<br />
- feltalaj mész c (5)<br />
- feltalaj mész<br />
(6,13)<br />
+ 5 m drén i<br />
2. táblázat A kis sótartalmú (≤0,1%) feltalaj mélységének változása<br />
Évek 2<br />
Kezelés 1 1977 1989 2000 2010<br />
MAT 0 60 40 40<br />
CaSO 4 , D/f 0 40 30 40<br />
CaSO 4/ CaSO 4 0 0 20 30<br />
CaCO 3 20 30 110 110<<br />
CaCO 3 , D/5m 20 70 90 100<br />
CaCO 3 /CaSO 4 0 40 90 100<br />
CaCO 3 /CaSO 4 , D/f 20 40 60 70<br />
CaCO 3 /CaSO 4 0 0 70 70<br />
CaCO 3 /CaSO 4 , D/90 m 0 0 40 50<br />
CaCO 3 , D/f 20 40 40 50<br />
CaCO 3 /CaSO 4 , D/5m 0 0 40 60<br />
CaCO 3 , D/5m 20 70 80 100<br />
CaCO 3 /CaSO 4 , D/10m 0 50 80 90<br />
CaCO 3 /CaSO4, D/15m 0 0 50 60<br />
CaSO 4 /CaSO 4 , D/f 0 0 20 20<br />
CaSO 4 , D/f 0 0 0 10<br />
MAT: Meszes altalaj terítés,<br />
CaCO 3 , vagy CaSO 4 : a feltalajba adott javítóanyag / CaSO 4 : a mélyebb szintbe adott javítóanyag,<br />
D/5,10,15m: 1m fektetési mélységő alagcsövek távolsága<br />
D/f: felszíni vízelvezetés<br />
181
Blaskó<br />
A kilúgzott termıréteg mélysége és a növények termése között - többnyire statisztikailag<br />
is igazolható - összefüggés volt kimutatható (1. ábra).<br />
7<br />
6<br />
Õ . Búza<br />
N apraforgó<br />
Lucerna sz. K öles<br />
C irok Õ . árpa<br />
Termés (t/ha)<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
0 2 0 40 60 80 100 120<br />
A z alacsony N a ta rtalm ú réteg m élysége (cm )<br />
a) İszi búza Y = 3,32+ 0,02*X -1,15E -4 *X 2 R 2 =0,4595 n=16 p=0,0183<br />
b) Napraforgó Y = 0,52+,028 *X -9,99E -2 *X 2 R 2 =0,7380 n=16 p=1,66E -4<br />
c) Lucerna széna Y = 1,41+ 0,03*X -1,04E -4 *X 2 R 2 =0,7888 n=16 p
A tiszántúli szikes talajok szántókénti és gyeppel történı hasznosítása<br />
2. ábra A vizsgált gyepterület digitális terepmodellje<br />
A domborzati változatosság következtében természetes gyeppel fedett állapotban<br />
különbözı foltok jönnek létre, amelyek többek között vízellátottságban különböznek<br />
egymástól. A magasabban fekvı részeken, az igen gyenge vízbefogadó-képesség miatt<br />
a lehullott csapadékvíz jelentıs része nem tud a talajba szivárogni, elfolyik onnan,<br />
majd a mélyebb részekben összegyülekezik.<br />
A magasabban fekvı rész, ahonnan a víz lefolyik már a talajfelszíntıl kezdve sós. A<br />
mélyebben fekvı talajban a sótartalom csak 35 cm-es mélységben lépi túl a sós határértéket<br />
(0,1%) (3. ábra). Az AL-oldható Na-tartalom alapján a szolonyeces szint is csak<br />
30cm alatt található és a Na mennyisége a teljes 1.m-es szelvényben jóval kevesebb,<br />
mint a magasabb fekvéső részek talajában. (4. ábra).<br />
0<br />
-20<br />
Magas fekvés<br />
Átmeneti<br />
Mély<br />
Mélység (cm)<br />
-40<br />
-60<br />
-80<br />
-100<br />
-120<br />
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8<br />
Só (%)<br />
3 ábra Különbözı fekvéső talajok mélységi só-profilja<br />
183
Blaskó<br />
0<br />
-20<br />
Ma gas fekvés<br />
Átmeneti<br />
Mé ly<br />
Mélység (cm)<br />
-40<br />
-60<br />
-80<br />
-100<br />
-120<br />
2 4 6 8 10 12 14 16 18 20<br />
Na (meq/100g)<br />
4. ábra Az AL-oldható Na-tartalom mennyísége a talaj szelvényben<br />
A kedvezıbb talajtani körülmények között a mélyebb és egyben nedvesebb fekvéső<br />
részeken nagyobb szervesanyag-tömeget termı főfajok nınek, magasabb és egyben<br />
szárazabb fekvésben a szerves-anyag produktum kisebb. Az üde fekvéső részek jellegzetes<br />
főfaja a réti ecsetpázsit (Alopecurus pratensis) a magasabb, száraz fekvéső részek<br />
uralkodó főfaja a juhcsenkesz (Festuca pseudovina). Az ecsetpázsitos gyep főtermése<br />
száraz és nedves évben is jelentısen meghaladta juhcsenkeszesét (5. ábra).<br />
8<br />
7<br />
Termés (sz.a. t/ha)<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
2008 (nedves év)<br />
2009 (száraz év)<br />
1<br />
0<br />
Festuca pseudovina<br />
Alopecurus pratensis<br />
5. ábra Juhcsenkeszes és réti ecetpázsitos vezérnövényő talajfoltok főtermése<br />
nedves és száraz évben<br />
A nagyobb gyephozam nagyobb szervesanyag felhalmozódással jár és a levegıtlen<br />
körülmények a lebontást is gátolják. Ennek következtében a humusztartalom a mélyebben<br />
fekvı részeken sokkal nagyobb mint a magasabb fekvéső részeken (6. ábra).<br />
184
A tiszántúli szikes talajok szántókénti és gyeppel történı hasznosítása<br />
<strong>Talajtani</strong> szempontból a mélyebb fekvéső rész egyértelmően kedvezıbb, mint a<br />
magasabb fekvéső. Azonban hagyományos legelı és kaszáló hasznosítás mellett a nagyobb<br />
főtermés többnyire nem takarítható be a nyár elejéig nedves foltokon. A betakarításra,<br />
illetve legeltetésre alkalmas talajállapot elérésekor az ecsetpázsit többnyire<br />
elvénül. Az ecsetpázsitos gyepek egyik új potenciális hasznosítása a bioenergia termelés<br />
lehet.<br />
300<br />
250<br />
Humusz t/ha / 1m -es talajréteg<br />
Humusz (t/ha)<br />
200<br />
150<br />
100<br />
50<br />
0<br />
Magas fekvés<br />
Átmeneti fekvés<br />
Mély fekvés<br />
Következtetések<br />
6. ábra Különbözı fekvéső talajok 1 m-es rétegének humusztartalma<br />
Szántóhasznosítással és ennek érdekében végzett talajjavítással csak ott érdemes kísérletezni,<br />
ahol a kilúgzott szint mélysége már javítás elıtti állapotban is eléri a 20 cm-t.<br />
A javítást követıen a szikes talaj még sokáig, elsısorban a viszonylag sekélyebben<br />
gyökerezı gabonafélék termesztésére alkalmas. A mélyebben gyökerezı növények<br />
termesztése csak akkor lehetséges, ha a kis só- és kicserélhetı nátriumtartalmú feltalaj<br />
mélysége már eléri a 40 cm-t. A 20 cm-nél sekélyebb kilúgzott szinttel rendelkezı<br />
szikes talajokon a növénytermesztést nem érdemes erıltetni. Ez esetben a gyeppel történı<br />
hasznosítás sokkal inkább célravezetı.<br />
A gyep talajában zajló víz- és anyagforgalmi folyamatokat alapvetıen meghatározza<br />
a talajfolt mikrodomborzatban elfoglalt helye. A mélyebb fekvéső részeken a<br />
kilúgzás és a humusz felhalmozódása sokkal erısebb, a gyep termése többszörösen<br />
nagyobb, mint a magasabb és szárazabb fekvéső részeken. A szikes talaj nedves fekvéső<br />
részén nıtt, réti ecsetpázsit vezérnövényő gyep legeltetéssel, illetve kaszálóként<br />
nehezen takarítható be. Potenciális hasznosítási lehetıség az ilyen gyepek bioenergia<br />
nyerésre történı felhasználása lehet.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ARANY, S. (1956). A szikes talaj és javítása. Mezıgazdasági Kiadó, Bp, 408.<br />
BOCSKAI, J. (1972). A talajmővelés, trágyázás és kémiai javítás szerepe a sztyeppesedı réti<br />
szolonyec talajok termékenységére. MTA Agrártudományok Osztálya Közleménye, 31 (1),<br />
109-120.<br />
BOCSKAI, J. (1974). A szikjavítás helyzete és a fejlesztés szempontjai, Talajtermékenység – A<br />
talajmővelési Kutató Intézet Közleményei Különkiadás, 8-20.<br />
185
Blaskó<br />
DÖMSÖDI, J. (1988). Ásványi anyagok, kızetırlemények felhasználása talajjavításra,<br />
tápanyagvisszapótlására. GATE Vezetı- és Továbbképzı Intézet,Budapest.<br />
DZUBAY, M. (1971). A kémiai talajjavítás hatásának vizsgálata a Cserebökényi (Szentes) kísérleti<br />
telepen. Agrokémia és Talajtan, 20, 261-280.<br />
FEKETE, J. (2002). Szikes talajok javításának hatása a talaj tulajdonságaira, Szent István Egyetem,<br />
<strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı, Talaj és környezet, Debrecen, 259-267.<br />
HALÁSZ, K. (1973). Komplex agrotechnikai és melioratív módszerek hatékonysága szikes talajon.<br />
Talajmővelési Kutató Intézet, Karcag, Jubileumi Tud. Ülésszak kiadványa, 107-114.<br />
HALÁSZ, K. (1974). Kétszintő javítás hatása a növények termésére sztyeppesedı réti szolonyec<br />
talajon. Talajtermékenység, 5, 223-231.<br />
KÖHLER, M. (1982). A meszes altalajterítés módszerének fejlıdése és a kivitelezés újabb lehetıségei.<br />
A meszes altalajterítés alkalmazásának lehetıségei a szikes talajok javításában.<br />
MTA DAB és Szolnok megyei Tanács kiadványa, Karcag, 9-18.<br />
MILE, O., MÉSZÁROS, I., VERES, SZ., LAKATOS, GY. (2001). A talajtulajdonságok térbeli változatossága<br />
és a növényzet közötti összefüggés a kiskunsági Péteri-tó melletti szikes területen.<br />
Agrokémia és Talajtan, 50, 427-438.<br />
NYIRI, L., FEHÉR, F. (1977). Tájékoztató a Karcag-pusztai komplex meliorációs modelltelepen<br />
folyó kutatómunkáról. Kézirat. DATE KI, Karcag<br />
PATÓCS, I. (1978). A szolonyec talajok termékenysége növelésének új lehetıségei. Debreceni<br />
Agrártudományi Egyetem. “Tessedik Sámuel” Tiszántúli Mezıgazdasági Tudományos Napok,<br />
Debrecen, 261-263.<br />
PATÓCS, I. (1982). A meszes altalajterítés alkalmazásának lehetıségei és aktuális kérdései. A<br />
meszes altalajterítés alkalmazási lehetıségei a szikes talajok javításában. MTA DAB és<br />
Szolnok megyei Tanács kiadványa, Karcag, 19-32.<br />
PRETTENHOFFER, I. (1969). Hazai szikesek javítása és hasznosítása. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
SIPOS, S., BOCSKAI, J. (1966). A mővelés és meszezés hatásának vizsgálata sztyeppesedı réti<br />
szolonyec talajon. Talajtermékenység, 1, 48-57.<br />
SIPOS, S. (1973). A talajmővelési és talajjavítási kutatások összefoglaló ismertetése. Talajmővelési<br />
Kutató Intézet Jubileumi Tudományos Ülésszak, Karcag, 27-37.<br />
SIPOS, S. (1966). Újabb adatok a mélyítı mővelés hatékonyságához. Talajtermékenység, 1, 34-44.<br />
TÓTH T, KUTI L, FÓRIZS I, KABOS S. (2001). A sófelhalmozódás tényezıinek változása a hortobágyi<br />
„Nyírılapos” mintaterület talajainál. Agrokémia és Talajtan, 50, 409-426.<br />
186
A DUNA -TISZA KÖZI LEPELHOMOK TALAJOK<br />
KÖRNYEZETHEZ ALKALMAZKODÓ<br />
TALAJHASZNÁLATA<br />
Cserni Imre 1 , Buzás István 1 , Hüvely Attila 1 , Hoyk Edit 1 , Borsné Petı Judit 1 ,<br />
Lévai Péter 2<br />
1 Kecskeméti Fıiskola, Kertészeti Fıiskolai Kar, Környezettudományi Intézet, Kecskemét<br />
2 Kecskeméti Fıiskola, Kertészeti Fıiskolai Kar, Dísznövény- és Zöldségtermesztési Intézet,<br />
Kecskemét<br />
e-mail: cserniimre@freemail.hu<br />
Összefoglalás<br />
A Duna-Tisza közi lepelhomok talajokon az ökológiai és ökonómiai gazdálkodás egyensúlyának<br />
megteremtése józan megfontolást igényel. E térség éghajlata hazánk más tájaihoz viszonyítva<br />
alapvetıen melegebb, szárazabb és szeszélyesen aszályra hajlóbb. Talajaink heterogenitása<br />
és így a trágyák hatékonysága is különbözı. Környezeti szempontból e táj igen érzékeny. A<br />
gazdaságos fennmaradáshoz az alapelv az alkalmazkodás, vagyis a földjeinket arra és olyan<br />
intenzitással kell használni, amire az a legalkalmasabb.<br />
Tapasztalataink igazolják, hogy talajaink terhelését el kell kerülni úgy, hogy a termésátlagainkat<br />
szinten tartsuk. Vetésforgó tartamkísérleteink igazolták, hogy a fıvetéső zöldtrágyázás<br />
még pillangósok esetében is termıév kieséssel jár. Megállapítottuk, hogy a csemegekukorica<br />
termésmennyiségi és minıségi mutatói a talaj 0-30 cm-es rétegének nitrát tartalmával mutatnak<br />
összefüggést. A kalibrációs görbékbıl leolvasható, hogy különbözı nitrogén ellátottságú talajokon<br />
mekkora termés várható.<br />
Summary<br />
Creation of the suitable ecological and economical farming balance on sandy soils between the<br />
Danube and Tisza rivers requires thorough consideration. Clime of this region is essentially<br />
warmer and drier, than in usual in Hungary, and it is disposed to drought. Soils are highly heterogenic,<br />
and the efficiency of fertilizers is different. This land is highly vulnerable from the<br />
environmental point of view. The most important principle of sustainable development is accommodation,<br />
so our soils have to be used with the adequate intensity and for that purpose,<br />
which is the most suitable on the basis of their properties.<br />
Our experiences confirmed, that we have to avoid the load of the soils. We assessed, that<br />
quality and quantity of the crop of sweet corn are associated with the nitrate level of the upper<br />
soil layer. Amount of estimated crop yield can be read from the calibration curves according to<br />
the nitrate level of soils.<br />
Bevezetés<br />
A harmadik évezred elején a fejlett világnak új kihívásokkal kell megküzdenie, mivel a<br />
környezetszennyezés oly mértékő lett, hogy az a földi élet létét veszélyezteti. Éppen<br />
ezért a „fenntartható fejlıdés”-t (sustainable development) úgy kell megvalósítani a<br />
Riói Konferencia tükrében, hogy a természeti erıforrásaink tovább ne károsodjanak.<br />
Mindehhez a tudomány és a gyakorlat eddigi eredményeinek felhasználása szükséges<br />
187
Cserni – Buzás – Hüvely – Hoyk – Borsné Petı – Lévai<br />
oly módon, hogy azok mentesek legyenek a környezet terhelésének további növelésétıl<br />
(pl. kemikáliák túlzott használata). A fenntartható fejlıdés azonban magában foglalja a<br />
terméseredmények szinten tartását, de egyben elırelépést is jelent a környezet megóvása<br />
érdekében.<br />
Közleményünkben a Duna-Tisza közi homokhátságon, Kecskeméten folyó kutatási<br />
eredményekrıl, gyakorlati tapasztalatokról és napjaink fenntartható gazdálkodási lehetıségeirıl<br />
kívánunk tájékoztatást adni.<br />
A talaj- és vízvédelem feladataként legjobban az ENSZ környezetvédelmi programjának<br />
intelmét fogadjuk el, mely szerint „Földünket nem szüleinktıl örököltük, hanem<br />
gyermekeinktıl kölcsönöztük.” Talajaink termékenységét megırizni, illetve növelni,<br />
valamint utódainkra hagyni csakis ilyen morális hozzáállással szabad, melynek napjainkban<br />
sajnos híján vagyunk. Hazánk legfontosabb feltételesen megújuló (megújítható)<br />
természeti erıforrása a talaj, következésképpen a talajaink védelme, racionális hasznosítása<br />
mindannyiunk közös feladata.<br />
A talaj állandóan változó dinamikus folyamatok helye, és az ember legfontosabb<br />
termelıeszköze. Olyan „csodálatos rendszer” amely okszerő használat mellett mindig<br />
képes folyamatosan megújulni, ennek alapján joggal nevezhetı mindennapi termıföldünknek.<br />
Legfontosabb tulajdonsága a termékenység. Ezen tulajdonsága azt fejezi ki, hogy<br />
mennyire képes még a további funkcióinak is megfelelni, úgymint: megújuló (megújítható),<br />
átalakító, tápanyag-szolgáltató, raktározó, pufferoló, szőrı és génmegırzı funkciók<br />
(VÁRALLYAY, 1993, 1994). A talaj állapotát az ember talajképzıdési folyamatok<br />
révén bizonyos mértékig képes befolyásolni pozitív és negatív irányba.<br />
Az iparszerő termelés során olyan technológiák terjedtek el, melyek környezetünket<br />
gyakran súlyosan terhelték: a levegıt, az élı- és talajvizeket, talajainkat és a rajta élı<br />
flórát és faunát, beleértve az embert is. Az antropogén tényezık hatására ugyanis a<br />
bioszféra egésze változhat, mivel az a Glóbusz egészére kiterjed. A bioszféra alkotóinak<br />
a szennyezıdése alapvetı gazdasági és ökológiai jelentıséggel bír. A környezet<br />
terhelés és a levegıszennyezés fı forrásai: a közlekedés, a fosszilis tüzelıanyagok, az<br />
ipari üzemek, a bányászat stb. A XX. század végén jelentıs volt a mezıgazdaság terhelése<br />
kemikáliákkal, melyet jelenleg az ökológiai gazdálkodás igyekszik mérsékelni.<br />
Korábban klasszikus értelemben a földhasználat a földek mővelését és a történelem<br />
folyamán a mővelési módok fejlıdését jelentette.<br />
Napjainkban a termıföldek hasznosításával, védelmével és a használók nyilvántartásával<br />
megegyezı állapotot nevezzük földhasználatnak (DÖMSÖDI, 2006).<br />
Nemzeti vagyonunk mintegy 20 %-át teszi ki a termıföld (CSERNI, 1999; ÁNGYÁN,<br />
2003). Megırzése éppen ezért a mindenkori használók kötelessége, hiszen a magyar<br />
termıtalaj egészségi állapota messze felülmúlja a nyugat európai talajokét.<br />
Egyetértve ÁNGYÁN (2003) világosan megfogalmazott tézisével a termıföld - bárhol a<br />
világon - a történelem folyamán mindig több volt csak, mint termelıeszköz, és a rajta megvalósuló<br />
mezıgazdaság pedig több volt, mint árutermelı ágazat. A termékek elıállításán<br />
túl egyéb feladatokat is ellátott: talajt, vizet, élıvilágot, tájat, környezetet is „termelt” és<br />
mindezen túl munkát, életcélt, megélhetést biztosított a vidéki közösségek számára.<br />
Beigazolódik ismét, hogy a mezıgazdaságnak a termelés mellett környezeti és társadalmi<br />
valamint foglalkoztatási feladatokat is el kell látnia. Ez utóbbi ökoszociális<br />
szolgáltatások helyben jöttek, illetve jönnek létre és különböznek egymástól, éppen<br />
ezért nem alkalmazhatók csakis azon a helyen, ahol létrejöttek.<br />
188
A Duna – Tisza közi lepelhomok talajok környezethez alkalmazkodó talajhasználata<br />
Az ország termelési potenciálja jelentıs, amit a jövıben ki is kell használni, méghozzá<br />
úgy, hogy a mezıgazdaságnak nem csak termelési feladatokat kell ellátnia.<br />
Hazánk területének 35 %-a, míg mezıgazdasági területének 43 %-a kiváló mezıgazdasági<br />
adottságú. Az ország területének 10-12 %-a és mezıgazdasági területének 6<br />
%-a érzékeny környezeti szempontból.<br />
Ökológiai körülmények<br />
A Duna-Tisza közén nagymértékő a talajok heterogenitása, így az egyes talaj típusok<br />
között a trágyák hatékonysága is, ezért jóval nagyobb hangsúlyt kell helyezni a tájtermesztésre<br />
és a fajták nemesítésére. Ezt a szemléletet valósították meg tájgazdálkodást<br />
szem elıtt tartva a múlt század derekán létrehozott tájintézetek.<br />
A Duna-Tisza közi homokhátságon a gazdaságosan termeszthetı növény fajok és<br />
fajták, valamint azok trágyázási módja különbözik a kötött talajokétól (BAUER, 1976).<br />
A homokhátság növényei: a rozs, a tritikale és az ıszi árpa. A különbözı tritikale fajták<br />
nitrogénhasznosító képessége is tág határok között változik (ISFAN ET AL., 1991;<br />
CSERNI et al., 1997), éppen ezért törekedni kell a fajon belül a fajták helyes megválasztására<br />
az ökológiai és ökonómiai szempontokat is figyelembe véve.<br />
A homoktalaj fizikai, kémiai tulajdonsága, csökkent biológiai tevékenysége indokolja<br />
a környezet terhelésének mérséklését. Alternatívát csakis a korábbi és jelenlegi<br />
kutatási és gyakorlati eredmények felhasználása és az ökológiai, ökonómiai körülmények<br />
figyelembe vétele adhat (CSERNI, 1995, 1999).<br />
Az elızıekbıl következik, hogy talajaink meliorálása - mindenáron való alakítása a<br />
környezethez - jelenleg csak a kis területi igényő kertészeti kultúrák talajainak javítására<br />
korlátozódhat (fóliaházak, ültetvények).<br />
A Duna-Tisza közének éghajlata hazánk más tájaihoz viszonyítva is alapvetıen melegebb,<br />
szárazabb és szeszélyesen aszályra hajlóbb. Az elırejelzések szerint a Föld alsó<br />
légkörének felmelegedésével és a csapadékmennyiség csökkenésével számolhatunk<br />
(VÁRALLYAY, 1992; LÁNG, CSETE, 2007). Ez pedig a homok területek<br />
elsivatagosodásának veszélyét és a homokos textúrájú szántó területek jelentıs mértékő<br />
parlaggá válását, illetve a mővelési ág változását fogja eredményezni.<br />
Hazánk szántó területének 22%-a homoktalaj, aminek 1/5-e futóhomok. A homoktalajoknak<br />
mintegy fele, a futóhomoknak csaknem 3/4-e van a Duna-Tisza közi homokhátságon<br />
(GÉCZY, 1968). Ezen a rossz víz- és tápanyag-gazdálkodású homoktalajokon<br />
az intenzív öntözéses gazdálkodás területi fejlesztése korlátozott. Az erdısítésnek<br />
pedig a hosszútávon megtérülı beruházási költség és gazdaságosság szab gátat gyakran.<br />
Talajaink nagy része mezıgazdasági hasznosítás szempontjából a gyenge adottságú<br />
régiókhoz sorolhatók. A szikes területek (szoloncsák és szoloncsák-szolonyec talajok)<br />
kitőnı sziki juhlegelık lehetnek ismét, esetleg sótőrı szárazvirág termelésre, valamint<br />
halastavak létesítésére hasznosíthatók (CSERNI, 1996, 1999).<br />
A jobb, humuszosabb homoktalajokon szılı- és gyümölcstermesztés lehet indokolt.<br />
Ezeken a területeken azonban sikeres mezıgazdasági termelés is folytatható a kísérleti<br />
eredmények szerint (BAUER, 1976; BAUER, CSERNI, 1984a, 1984b, 1993; CSERNI,<br />
1982, 1983a, 1983b, 1984a, 1985). A jobb tápanyag- és vízgazdálkodású vályog kötöttségő<br />
csernozjom és öntés talajokon pedig a szántóföldi növénytermesztés és intenzív<br />
szabadföldi zöldségtermesztés fejlesztése indokolt.<br />
189
Cserni – Buzás – Hüvely – Hoyk – Borsné Petı – Lévai<br />
Az ökológiai adottságokat is figyelembe véve az öntözés nélküli szántóföldi növénytermesztés<br />
marad a Duna-Tisza közi homoktalajaink fı hasznosítási formája<br />
(40%). A leggyengébb szántóterületek pedig fokozatosan parlaggá válhatnak.<br />
Az ökonómiai és az ökológiai egyensúly megtalálása józan megfontolást igényel.<br />
Térségünkben a kertészeti termelésben is vannak minıségjavító és jövedelmezıséget<br />
fokozó, de az ökológiai szemléletet is szem elıtt tartó lehetıségek. Ilyen pl. a minıségi<br />
vetımagtermesztés és az ún. biotermékek elıállítása, a biodízel üzemanyag-termelés<br />
repcemagból (SZTACHÓ-PEKÁRY, VIOLA, 1993) és különbözı növények termesztésbe<br />
vonása (CSERNI, 1999), egyéb természeti források alkalmazása: termálvíz, napenergia,<br />
szélenergia és energiatermelı növények (SZTACHÓ-PEKÁRY, VIOLA, 2005).<br />
Minıségi vetımag termesztési lehetıségek<br />
Paradicsom vetımag termesztési kísérleteinkkel (Zöldségtermesztési Kutatóintézet,<br />
Kecskemét) bizonyítottuk, hogy a vetımag minısége, csírázási százaléka a szabadföldi<br />
körülmények között lényegesen jobb (95%), mint hajtatott termesztésnél (78%). A<br />
bıséges víz- és N-ellátás gyengébb minıségő magvakat (81%), míg a csökkentett vízés<br />
bıséges K-tápanyagellátás jobb (90%) minıségő magvakat eredményezett (HAMAR<br />
et al., 1989).<br />
Csemegekukorica vetımagtermesztésben a túlzott tápanyagellátás depresszív hatású<br />
lehet a szemek vigorszázalékára és a minıségre (CSERNI ET AL., 1989).<br />
Uborkamag-termesztésben kísérleteink szerint homoktalajokon a jobb N-ellátás<br />
rontotta a nagy vigorszázalékot, míg a K-ellátás javította (CSERNI ET AL., 1990).<br />
Nagyobb hangsúlyt lehetne helyezni a másodvetéső tarlóburgonya vetıgumó elıállítására<br />
(ANTAL et al., 1966).<br />
Potenciálisan termeszthetı növényfajok<br />
A térségünkre vonatkozó kísérletek azt bizonyítják, hogy nagyobb területet kell engedni<br />
a feledésbe merült növények újra termesztésbe vonására, mint pl. az igénytelen csicsóka,<br />
amely homoktalajainkon is eredményesen termeszthetı (CSERNI, 1984c).<br />
Ugyancsak perspektivikus homoktalajainkon a spárga termesztése (FEHÉR, 1995).<br />
Olyan új növényfajok meghonosítása elıl sem szabad elzárkózni, amelyek a körülményeink<br />
között jól termeszthetık, pl. a tarka koronafürt, csicseriborsó, valamint a korszerő<br />
táplálkozáshoz felhasználható és exportálható amarant. Célszerőnek látszik olyan<br />
zöldségfajok meghonosítása is, mint a gumós édeskömény és a vajrépa (CSERNI,<br />
1984b, 1986, 2000, 2010; CSERNI, PETRO, 1987).<br />
A gyengébb homoktalajokon viszont helye van még a rozs monokultúrának. Ahol<br />
már ez sem gazdaságos ott következik az idıszakos juhlegelıként még némi hasznot<br />
hozó parlagoltatás, nemzeti parkhoz csatolás. Génrezervoárok, turisztikai, és rekreációs<br />
területek kialakítása ugyancsak számításba vehetı (CSERNI, 1996, 1999).<br />
Szerves anyag visszacsatolása a körforgalomba<br />
Homoktalajokon a szerves trágyázásnak mindig nagyobb a jelentısége, mint a jobb<br />
víz- és tápanyag-gazdálkodású talajokon. A szerves anyag utánpótlása azonban itt nehezebb,<br />
mivel kevesebb a megtermelhetı takarmány és így az eltartható számosállat.<br />
Az istállótrágyát viszont zömében a kertészet, ezen belül az intenzív zöldségtermesztés<br />
használja fel. A zöldtrágyázás elterjedését nagymértékben korlátozza a szervesanyagtermeléssel<br />
párhuzamosan növekvı vízfogyasztás.<br />
190
A Duna – Tisza közi lepelhomok talajok környezethez alkalmazkodó talajhasználata<br />
Jelentıs elırelépést csakis az ökológiai adottságokhoz alkalmazkodó, a talaj tápanyag<br />
tartalmát fenntartó és a környezetvédelmet is szem elıtt tartó szerves trágyázással<br />
kombinált mőtrágyázás eredményezhet, beleértve a somkóró tarló- és gyökértrágyázást<br />
(zöldtrágyázás kecskeméti módszere) is (BAUER, PROHÁSZKA, 1987). A szerves<br />
trágya és mőtrágyák kölcsönhatását most is vizsgáljuk különbözı talajtípusokon. A<br />
zöldtrágyák közül itt a somkóró, a szöszös bükköny és az olajretek bír nagy jelentıséggel.<br />
A kétéves somkóró tarló- és gyökérmaradványának termésnövelı utóhatása két<br />
évig jelentıs (BAUER, CSERNI, 1984a, 1984b). A tarlónapraforgó zöldtrágyázás pedig<br />
csak korán, a bimbózás kezdetén alászántva és csak átmenetileg lehet indokolt és gazdaságos<br />
(BAUER, 1973, 1976; BAUER, CSERNI, 1993).<br />
Jó minıségő agrotechnika<br />
A Duna-Tisza közi homokterületeken fokozottan nagy gondot kell fordítani a talajok<br />
mővelésére. Ha a szikeseket perc talajoknak nevezzük, akkor enyhe túlzással a homoktalajokat<br />
„másodperc talajoknak” mondhatjuk. Éppen ezért - különösen a zöldségkultúrák<br />
alatt - nagy gondot kell fordítani a talajok vízgazdálkodási tulajdonságainak javítására<br />
a talajok fizikai tulajdonságának figyelembevételével, melyet csakis okszerő talajmőveléssel<br />
tudunk elérni. A racionális talajhasználat természetszerően szerkezetjavulást<br />
is magában hordoz, mivel meszes homoktalajaink tömörödésre hajlamosak.<br />
Ennek következtében homoktalajainkon ugyanúgy, mint a kötött talajokon, a háromnégyévenkénti<br />
mélyítı szántás, 25-28 cm-re a kapások alá, teljesen indokolt a tárcsavagy<br />
eketalp kialakulásának elkerülése végett, ahogy azt a vetésforgó igényli. A talaj<br />
szerkezete ezzel, továbbá megfelelı növényi sorrend kialakításával, a pillangósok nagyobb<br />
arányú termesztésével, valamint tarló- és gyökértrágyázással („kecskeméti módszer”)<br />
szinten tartható, illetve javítható.<br />
A talajsavanyodás mérséklése<br />
Homoktalajaink részben a korábbi, intenzív mőtrágyázás eredményeként jelentısen<br />
elsavanyodtak. Kísérleteinkben igazoltuk a növekvı mőtrágya adagokkal párhuzamos<br />
elsavanyosodást (BAUER, 1976; CSERNI, 1982). A talajsavanyodást még a zöldtrágyák<br />
sem mérsékelték számottevıen, csak az istállótrágyának volt jelentısebb pufferoló<br />
hatása.<br />
Tartamkísérletünkben (1964-1980) homoktalajokon a nagyobb adagú (N 100 , P 0-150 és<br />
K 65 kg/ha/év N-, P 2 O 5 és K 2 O-hatóanyag) mőtrágya mennyiségek alkalmazásának jelentıs<br />
savanyító hatása volt. A szántott talaj H 2 O-ban mért pH-ja 7,1, míg KCl-ben 6,7<br />
volt a kísérlet kezdetén (1964) több talajminta átlagában. Tizenhat évvel késıbb (1980)<br />
a pH(H 2 O) ill. pH(KCl) kukorica monokultúra alatt 4,0 ill. 3,6 értékre, rozs monokultúrában<br />
pedig 5,1 illetve 4,5 értékre csökkent. A pH drasztikus csökkenéséhez – a kis<br />
kolloid tartalmú homoktalajokon (humusz tartalom: 0,38%) – minden bizonnyal az<br />
ammónium-nitrát mőtrágya járult hozzá döntı mértékben. A szuperfoszfát alkalmazása,<br />
a vizsgálataink szerint nem eredményezett talajsavanyodást (CSERNI, 1982).<br />
Csaknem másfél évtizeddel késıbb, 1994-ben a szondás vizsgálataink jelentıs mértékő<br />
javulást mutattak. Ennek magyarázata, hogy az utolsó tizenöt évben a terület alig<br />
részesült mőtrágyázásban (átlag 15 kg/ha/év), és a területen lucernatermesztés folyt. A<br />
javulás a mőtrágyázás csekély mértékének, valamint a lucerna mélyrehatoló karógyökérzetének<br />
igen nagy kalcium-feltáró képességének köszönhetı (CSERNI, 1995).<br />
191
Cserni – Buzás – Hüvely – Hoyk – Borsné Petı – Lévai<br />
Növények igénye szerinti tápanyag utánpótlás<br />
Napjainkban a csökkent mértékő mőtrágya felhasználás eredményeként további talajsavanyodással<br />
talán nem kell számolni. Az 1990-es évek elejére a mőtrágya felhasználás<br />
szinte a század közepére jellemzı szintre esett vissza, Bács-Kiskun megyében a<br />
KSH (1995) adatai szerint a mőtrágyázott szántóterület nagysága 1995-re az 1990 évinek<br />
(289 ezer ha) 1/3-ára csökkent. A felhasznált mőtrágya hatóanyag mennyisége a<br />
mőtrágyázott területeken 206 kg összes hatóanyagról 15 kg-ra zuhant, az NKP hatóanyagok<br />
aránya pedig 4:1:3 körül alakult.<br />
Talajaink tápanyag tıkéjének jelentıs mértékő növekedése (1950-1985) óta, jelenleg<br />
sem elegendı a tápanyag felhasználás, különösen a foszfor tartalmú mőtrágyáknál,<br />
ez pedig a gyenge és közepes foszfor-ellátottságú talajainkat kritikus helyzet elé állítja.<br />
Félı, hogy a foszfor terméslimitáló tényezıvé válhat. Most egyre nagyobb jelentıséggel<br />
bír - különösen a homokos textúrájú talajainkon - a növény igénye és a tápanyag<br />
felvétel dinamikája szerinti tápanyag utánpótlás. Talajaink tápanyag tıkéjét így kritikus<br />
szint felett tudjuk tartani a trágyázott területeken. A mőtrágya felhasználás a szabadföldi<br />
zöldségtermesztésben is hasonló tendenciát mutat, mint a növénytermesztésben.<br />
Az öntözött zöldségkultúráknál kismértékő a tápanyag utánpótlás visszaesése. A kertészeti<br />
kultúrákban (álló kultúrák, támrendszeres uborka és paradicsom) a tápoldatos<br />
termesztés fejlesztése bír nagy jelentıséggel. A zöldséghajtatásban viszont az okszerőbb<br />
tápanyag-gazdálkodás hódíthat még nagyobb teret. A vízkultúrás termesztésnek<br />
zömében a beruházási költség a korlátozó tényezıje.<br />
A környezetkímélı gazdálkodásra irányuló kutatásaink során, 2002 után, olyan kalibrációs<br />
görbéket szerkesztettünk, amelyekrıl leolvasható - a 2,9-4,6 mg NO 3 -N kg<br />
talaj tartományban -, hogy különbözı nitrogén-ellátottságú meszes homoktalajon, 0-<br />
200 kg tavaszi nitrogén-mőtrágya kiszórása esetén, mekkora termés várható átlagos<br />
idıjárás esetén (BUZÁS et al, 2006, 2008).<br />
Integrált talaj- és növényvédelem<br />
A talajvédelemnek nemcsak a deflációs kártételek mérséklésében kell megnyilvánulnia,<br />
hanem nagy gondot kell fordítani a talaj jó levegı-, víz- és hıgazdálkodási tulajdonságainak<br />
javítására, a degradációs folyamatok mérséklésére. A különbözı szennyvizekkel<br />
való öntözésnél, valamint a szennyvíziszapok elhelyezésénél - fıleg nehézfém tartalmuk<br />
miatt - nagy körültekintéssel kell eljárni a kis pufferkapacitású homoktalajainkon.<br />
Egyes helyeken reális lehetıségnek ígérkezik a környezetkímélı trágyák alkalmazása<br />
a kertészeti kultúrákban, gyümölcs- és zöldségtermesztésben (JÁRFÁS, 1992;<br />
CSERNI, CSİSZ, 1995). Elsı lépcsıben így minimális peszticid tartalmú termékek elıállítása<br />
(alma, paradicsom, stb.) szükséges, majd ezen termékek területeinek integrált<br />
termesztésbe vonása, végül biotermékek elıállítása. A világpiacon az ilyen termékek<br />
jobban értékesíthetık.<br />
Együttes erıfeszítések<br />
Az emberi morál formálása születésétıl haláláig tart. A nevelésnek éppen ezért óriási<br />
szerepe van az ökológiai összefüggések feltárásában és ezen keresztül az egyensúly<br />
fenntartásának elısegítésében. A káros folyamatok felismerése, befolyásolása csakis<br />
ökológiai ismeretek birtokában lehetséges.<br />
192
A Duna – Tisza közi lepelhomok talajok környezethez alkalmazkodó talajhasználata<br />
A kutatásban, az oktatásban és a politikában is nagy szerepe van az egészséges<br />
szemlélet kialakításának. Fel kell ismerni, hogy közös a felelısségünk, amelynek erkölcsi<br />
magatartásunkban kell megnyilvánulnia és ez együttes erıfeszítést igényel a<br />
társadalom egészétıl, mivel a talaj a múlt tanúja és a jövı záloga.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ANTAL, J., EGERSZEGI, S., PENYIGEY, D. (1966). Növénytermesztés homokon. Mezıgazdasági<br />
Kiadó, Budapest.<br />
ÁNGYÁN, J. (1997). A termıföld védelmének mezıgazdasági földhasználati alapozása I., „Az<br />
agrártermelés tudományos alapozása.” MTA stratégiai kutatási program, Gödöllı.<br />
ÁNGYÁN, J. (2003). A környezet-és tájgazdálkodás agroökológiai, földhasználati alapozása.<br />
MTA Doktori értekezés tézisei, Gödöllı.<br />
BAUER, F. (1973). Tarlónapraforgó zöldtrágyázási kísérletek vetésforgóban Duna-Tisza közi<br />
lepelhomok talajon. Növénytermelés, 22 (2), 157-172.<br />
BAUER, F. (1976). Növénytermesztés és tápanyag-gazdálkodás Duna-Tisza közi homoktalajokon<br />
Akadémiai doktori értekezés, Kecskemét.<br />
BAUER, F., CSERNI, I. (1984a). Foszformőtrágya elhelyezése szöszös bükkönyös rozsos vetésforgóban<br />
Duna-Tisza közi lepelhomok talajon. Növénytermelés, 33 (1), 49-65.<br />
BAUER F., CSERNI, I. (1984b). Foszformőtrágya elhelyezése somkórós vetésforgóban Duna-<br />
Tisza közi lepelhomok talajon. Növénytermelés, 33 (6), 535-547.<br />
BAUER, F., CSERNI, I. (1993). A Duna-Tisza közi homokhátság mezıgazdasági hasznosításának<br />
kérdései. In: A Nyírség mezıgazdaság fejlesztésének lehetıségei és távlatai c. Tudományos<br />
Ülés,1993 szept. 21, DATE Kutató Központja, Nyíregyháza. 25-28.<br />
BAUER, F., PROHÁSZKA, K. (1987). Mőtrágyázással kombinált zöldtrágyák és istállótrágya hatásának<br />
összehasonlítása vetésforgó tartamkísérletekben a Duna-Tisza közi lepelhomok talajon.<br />
Növénytermelés, 36 (6), 463-479.<br />
BUZÁS, I., HOYK, E., CSERNI, I., BORSNÉ PETİ, J. (2006). Talaj nitrát-vizsgálati értékek kalibrálása<br />
a csemegekukorica nitrogén mőtrágya adagjának meghatározása céljából. <strong>Talajtani</strong><br />
Vándorgyőlés, 2006. augusztus 23-25., Sopron, Elıadások és poszterek összefoglalója 33.<br />
BUZÁS, I., HOYK, E., CSERNI, I., HÜVELY, A., BORSNÉ PETİ, J. (2008). The effect of increasing<br />
nitrogen fertilizer portions on sweet corn in case of different initial nitrogen supplies. VII.<br />
Alps-Adria Scientific Workshop, Stara Lesna, Slovakia, 979-982.<br />
CSERNI, I. (1982). Kukorica és rozs foszformőtrágyázása lepelhomok talajon. Kandidátusi értekezés,<br />
Kecskemét<br />
CSERNI, I. (1983a). A talaj AL-oldható foszfor tartalmának alakulása évenkénti és feltöltı mőtrágyázás<br />
esetén lepelhomok talajon. Agrokémia és Talajtan, 32 (1-2), 97-119.<br />
CSERNI, I. (1983b). Lepelhomok talaj P-ellátottsága és a P-mőtrágyázás hatékonysága kukorica<br />
és rozs monokultúrában. Növénytermelés, 32, 329-338.<br />
CSERNI, I. (1984a). A Duna-Tisza közi lepelhomok talajok P-tápanyag-gazdálkodása. 1983. évi<br />
<strong>Talajtani</strong> <strong>Társaság</strong> Vándorgyőlése Kecskemét. Agrokémia és Talajtan, 33 (1-2), 240-244.<br />
CSERNI, I. (1984b). Gumós édeskömény (Foeniculum vulgare convarietas Dulce Mill.) termesztésének<br />
lehetısége hazánkban. Zöldségtermesztési Kutató Intézet Bulletinje. Kecskemét.17.121-127.<br />
CSERNI, I. (1984c). Csicsóka (Helianthus tuberosus L.) a homok növénye. Hajtatás, korai termesztés,<br />
15.<br />
CSERNI, I. (1985). Phosphorus regime of sandy soils. Fight Against Hunger Through Improved<br />
Plant Nutrrition. 9th World Fertilizer Congress Proceedings, Budapest, June 11-16, 1984.<br />
Goettingen, 2, 367-369.<br />
CSERNI, I. (1986). Zöldségválaszték bıvítési lehetısége vajrépával (Brassica rapa L. convar.<br />
rapa). Zöldségtermesztési Kutató Intézet Bulletinje, Kecskemét, 19, 133-140.<br />
CSERNI, I. (1995). Az ökológiai adottságokhoz alkalmazkodó gazdálkodás távlatai a Duna-Tisza<br />
közén. Agrokémia és Talajtan, 44 (3-4), 539-544.<br />
193
Cserni – Buzás – Hüvely – Hoyk – Borsné Petı – Lévai<br />
CSERNI, I., CSİSZ, ZS. (1995). Környezetkímélı növénytápláló anyagok alkalmazása a gumós<br />
édeskömény termesztésben. III. Nemzetközi Környezetvédelmi Konferencia Abstr.<br />
CSERNI, I. (1996). Agrárkörnyezetvédelem fontosabb feladatai a Duna-Tisza közén. KÉE KFK,<br />
Jubileumi Kiadvány, Kecskemét, 144-152.<br />
CSERNI, I. (1999). A mezıgazdaság fejlesztésének lehetıségei a Duna-Tisza közén. Gyakorlati<br />
Agrofórum, X. 7/2.<br />
CSERNI, I. (2000). Gumós édeskömény. Az ezredforduló növénye. Kertészet és Szılészet,<br />
2000/29, 17.<br />
CSERNI, I. (2010). Gumós édeskömény <strong>Magyar</strong>országon. Kertészet és Szılészet, 59 (12), 12-13.<br />
CSERNI, I., PETRÓ, O-NÉ. (1987). A gumós édeskömény termesztése és illóolaj összetétele Zöldségtermesztési<br />
Kutatóintézet Bulletinje, Kecskemét, 23, 47-54.<br />
CSERNI, I., HAMAR, N., PROHÁSZKA, K., BARLA-SZABÓ, G. (1989). A csemegekukorica hibrid<br />
vetımag biológiai értékét befolyásoló tényezık vizsgálata a tápanyag függvényében. Zöldségtermesztési<br />
kutató Intézet Bulletinje, 22, 15-21.<br />
CSERNI, I., HAMAR, N., HÓDOSY, S., MILOTAY, P. (1990). A víz, a talaj és a tápanyagellátás<br />
befolyása az uborka vetımag-termesztés mennyiségi és minıségi jellemzıire. Zöldségtermesztési<br />
Kutató Intézet Bulletinje, Kecskemét, 3, 47-54<br />
CSERNI, I., ISFAN, D., TABI, M. (1997). The physiological efficiency of nitrogen (PEN) on wheat<br />
and triticale and their animo acid content. 11 th. World Fertilizer Congress 7-13 September,<br />
1997 Gent-Belgium.Belgium Fertilization for Sustainable Plant Production and Soil<br />
Fertility.Proceedings,Vol. II., 42-56.<br />
DÖMSÖDI, J. (2006). Földhasználat. Dialóg Campus Kiadó, Budapest-Pécs.<br />
FEHÉR, B-NÉ. (1995). Spárgát a piacra. Mezıgazdasági Szaktudás Kiadó, Budapest.<br />
GÉCZY, G. (1968). <strong>Magyar</strong>ország mezıgazdasági területe. Akadémia Kiadó, Budapest.<br />
HAMAR, N., CSERNI, I., KECSKEMÉTI, L. (1989). A víz és tápanyagellátás jelentısége a hibridvetımag<br />
termesztésben fólia alatt és szabadföldön. Zöldségtermesztési Kutató Intézet Bulletinje,<br />
Kecskemét, 22, 89-97.<br />
ISFAN, D., CSERNI, I., TABI, M. (1991). Genetic variation on the physiological efficiency index<br />
of nitrogen in triticale . Journal of Plant Nutrition, 14, 1381-1390.<br />
JÁRFÁS, J. (1992). A new way to integrated plant protection in orchards. Acta Phytopathologica<br />
et Entomologica Hungarica, 27, 305-309.<br />
LÁNG, I., CSETE, L. (2007). A globális klímaváltozás: hazai hatások és válaszok. A VAHAVA<br />
jelentés, Szaktudás Kiadó Ház, 220.<br />
SZTACHÓ-PEKÁRY, I., VIOLA, M. (1993). Repceolaj kinyerési és felhasználási kísérletek elsı<br />
eredményei a kecskeméti Fıiskolai Karon. Jármővek, Építıipari és Mezıgazdasági gépek,<br />
Budapest, 40, 461-462.<br />
SZTACHÓ-PEKÁRY, I., VIOLA, M. (2005). A nyárfa energetikai célú hasznosításának lehetıségei.<br />
Kecskeméti Fıiskola 6. <strong>Magyar</strong> Tudomány Ünnepe, Bács-Kiskun Megyei Tudományos Fórum,<br />
Kecskemét, 2005. november, 113-118.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1992). Talajviszonyok és az alkalmazkodás. In LÁNG I., CSETE L. (szerk.)<br />
Az alkalmazkodó mezıgazdaság. Agricola Kiadó és Kereskedelmi Kft., Budapest, 45-80.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1993). A talajhasználat környezetvédelmi problémái. II. Országos Agrárkörnyezetvédelmi<br />
Konferencia, Budapest, 1993. nov. 3-5, 57-8.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1994). Precision nutrient managament impact on the future, Commun. Soil.<br />
Sci and Plant Analysis, 25 (7-8), 909-930.<br />
194
AVARKEZELÉSEK HATÁSA EGY CSERES-<br />
TÖLGYES ERDİ TALAJAINAK<br />
ENZIMAKTIVITÁSÁRA<br />
Fekete István 1 , Varga Csaba 2 , L. Halász Judit 1 , Krakomperger Zsolt 3 , Kotroczó<br />
Zsolt 3 , Tóth János Attila 3<br />
1 Nyíregyházi Fıiskola Környezettudományi Intézet, Nyíregyháza<br />
2 Nyíregyházi Fıiskola Tájgazdálkodási és Vidékfejlesztési Tanszék, Nyíregyháza<br />
3 Debreceni Egyetem Ökológiai Tanszék, Debrecen<br />
e-mail: feketeistani@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
A Síkfıkút DIRT (Detritus Input and Removal Treatments) Project keretében a különbözı avarkezelések<br />
hatását vizsgáltuk a talajok biológiai aktivitására, így az enzimaktivitásra is. A<br />
szacharáz- és az arilszulfatáz-aktivitás vizsgálatát három és fél évvel a kísérleti parcellák létesítése<br />
után kezdtük. A kezelések között szignifikáns különbség mutatkozott mindkét enzim esetén.<br />
Ezeknél az enzimeknél a plusz avar bevitelő kezelések (Dupla Avar, Dupla Fa) és a Kontroll mutatták<br />
a legmagasabb aktivitást, míg a másik három (Nincs Avar, Nincs Gyökér, Nincs Input)<br />
kezelést alacsonyabb - gyakran szignifikánsan alacsonyabb – enzimaktivitás jellemezte. Ugyanakkor<br />
érdekes módon a Dupla Avar (a legnagyobb biomassza tömeget kapó kezelés) dominanciája<br />
nem érzékelhetı egyetlen általunk mért enzimnél sem a Kontroll sem a Dupla Fa kezeléssel szemben.<br />
A szacharáznál és az arilszulfatáznál is a harmadik helyre szorult a Dupla Avar kezelés enzimaktivitása.<br />
Igaz, a három említett kezelés között szignifikáns különbség nem észlelhetı a<br />
Tukey-próbával. A fenti hatást véleményünk szerint a Dupla Avar kezeléseknél a felszínen felhalmozódó<br />
vastag avarréteg mikrobiális aktivitást akadályozó hatásával, és a nagy mennyiségő<br />
avarból származó mineralizálódó tápanyagok enzimaktivitást korlátozó katabolit repressziójával<br />
magyarázhatjuk.<br />
Summary<br />
The DIRT treatments are derived from a project started in 1957 in forest and grassland<br />
ecosystems at the University of Wisconsin. The Síkfıkút DIRT project (located in Hungary)<br />
joined with the American ILTER DIRT network in November 2000. Síkfıkút DIRT (Detritus<br />
Input and Removal Treatments) Project forms a part of the DIRT Project which was organized<br />
by the US-ILTER (International Long-Term Ecological Research). General purpose of the project<br />
is to reveal the connection between the modifications of leaf-litter production and the<br />
changes of climatic conditions and land use. It also studies how the modifications, decreases or<br />
increases in litter production influence the biological processes of soils. Examination of<br />
saccharase and arylsulphatase began three and a half year after the construction of parcels.<br />
ANOVA showed significant differences between treatments in case of arylsulphatase and<br />
saccharase. Treatments with leaf-litter addition (Double Litter, Double Wood) and control<br />
samples showed the highest activities, while treatments with leaf-litter withdrawal (No Litter,<br />
No Roots, No Inputs) could be described lower (often significantly lower) activities.<br />
Remarkably, dominancy of Double Litter (which treated with the largest amount of biomass)<br />
against control and Double Wood could not be detected by none of the examined enzymes. In<br />
case of sacharase and arylsulphatase, its activity can be ranked to the third place. Tukey-probe<br />
did not result in significant differences between the three treatments.<br />
195
Fekete – Varga – L. Halász – Krakomperger – Kotroczó – Tóth<br />
Bevezetés<br />
A hetvenes évek eleje óta a síkfıkúti cseres-tölgyes fafaj összetétele és avarprodukciójának<br />
mennyisége és struktúrája is jelentısen megváltozott, melynek fı okát több kutató<br />
is a klímaváltozásban látja (TÓTH et al., 2006). Az erdı klímája az elmúlt három<br />
évtized folyamán melegebbé és szárazabbá vált (ANTAL et al., 1997; TÓTH et al.,<br />
2007). Vizsgálati területünk a Síkfıkút DIRT Project tagja az USA ILTER<br />
(International Long-Term Ecological Research) által szervezett interkontinentális<br />
DIRT hálózatnak. A projekt általános célkitőzése annak feltárása, hogy a klímaváltozás,<br />
vagy a területhasználatban bekövetkezı változás hatására hogyan változik az avarprodukció,<br />
illetve annak megváltozása - növekedése vagy csökkenése - milyen folyamatokat<br />
idéz elı a vizsgált talajok különbözı kémiai, biokémiai, és biológiai paramétereiben.<br />
A vizsgálatok fontos részét képezték a talajenzimek (FEKETE et al., 2007,<br />
KRAKOMPERGER et al., 2008).<br />
Az enzimvizsgálatok segítik egy adott talajminta biológiai aktivitásának megítélését<br />
(DICK et al., 1996). A talajokban található, különbözı eredető enzimek akkumulációját<br />
és aktivitását számos faktor befolyásolja. Az extracelluláris enzimek alapvetı szerepet<br />
játszanak a növényi maradványok, illetve általában a talaj szerves anyagainak lebontásában.<br />
Emiatt, illetve dinamikus természetük és a talajmikrobákhoz való kapcsoltságuk<br />
okán többen (HALVORSON et al., 1996; DICK, 1994) a talajminıség és talajegészség<br />
indikátorainak tekintik a talajenzimeket. Az arilszulfatáz jelentıs szereppel bír a tápanyagciklusban,<br />
mivel a növények számára is felvehetı szulfát vegyületeket szabadít<br />
fel szerves kéntartalmú vegyületekbıl. Az arilszulfatáz katalizálja a szerves szulfátvegyületek<br />
észterkötéseinek hidrolízisét. A szacharáz az avar – talaj rendszer fontos enzime,<br />
néhány egyéb enzimmel együtt felelıs a növényi avar lebontásáért (KAYANG,<br />
2001). A talajra kerülı növényi maradványok cellulóz, hemicellulóz és különbözı<br />
oligoszacharid tartalmát extracelluláris enzimek, fıleg a celluláz, az amiláz és a<br />
szacharáz alakítják át oldható anyagokká, elsıdleges szubsztrátokat szolgáltatva a<br />
mikrobiális asszimiláció számára (STEMMER, 1998).<br />
A hat féle DIRT kezelés eltérı ökológiai feltételeket hoz létre a talajokban. Ezzel<br />
modellezni tudjuk a klímaváltozás, illetve a mővelési ág változása során fellépı hatások<br />
egy részét. A parcellák felszínére kerülı eltérı mennyiségő lombavar, illetve az élı<br />
gyökérzet hiánya (a Nincs Gyökér és a Nincs Input kezelések esetén) hipotézisünk<br />
szerint szignifikánsan befolyásolja a talajokban lévı szerves szubsztrátok mennyiségét<br />
és a kezelések talajainak nedvesség tartalmát. Elıfeltevésünk az volt, hogy a talajok<br />
eltérı szubsztrát mennyisége, nedvesség tartalma és hımérséklete várhatóan szignifikáns<br />
különbségeket indukál biológiai aktivitásukban, így az általunk vizsgált enzimek<br />
aktivitásában is.<br />
Anyag és módszer<br />
A Síkfıkút Project 64 hektáros területe a Bükk hegység déli részén 325 méteres átlag<br />
magasságban helyezkedik el. GPS-es koordinátái é. sz. 47 ° 55` k. h. 20 ° 25`. A terület<br />
1976-óta védett, természetvédelmi kezelıje a Bükki Nemzeti Park. Az átlagos évi csapadék<br />
mennyiség 550 mm. Talaja agyagbemosódásos barna erdıtalaj (STEFANOVITS,<br />
1985). A talaj felsı 15 cm-es rétegének pH-ja: pH H2O : 4,9. A FAO osztályozás szerinti<br />
típusa cambisol, melyen cseres-tölgyes erdı (Quercetum petraeae- cerris társulás)<br />
található.<br />
196
Avarkezelések hatása egy cseres-tölgyes erdı talajainak enzimaktivitására<br />
A DIRT-koncepciót 1957-ben dolgozták ki a Wisconsin Egyetemen az ottani füves<br />
területek és erdı ökoszisztémák hosszú távú tanulmányozására (NIELSON, HOLE,<br />
1963). Az USA-ban négy kutatóhelyen létesítettek DIRT parcellákat: Harvard Forest<br />
(1990), Bousson (1991), H. J. Andrews (1997), University of Michigan Biological<br />
Station (2004). Az USA ILTER DIRT Projecthez Európából a Síkfıkút DIRT Project<br />
mellett a németországi (Universität Bayreuth BITÖK) csatlakozott. A Síkfıkút DIRT<br />
Projectet 2000 novemberében alapítottuk amerikai kutatók helyszíni közremőködésével.<br />
Az amerikai DIRT Site-ok mintájára 18 parcellát létesítettünk, azaz a hatféle kezelést<br />
(1. táblázat.), háromszori ismétlésben alkalmaztuk.<br />
1. táblázat A DIRT (Detritus Input and Removal Treatments) parcellák kezelései<br />
A kezelés elnevezése<br />
Kontroll (K)<br />
Nincs Avar (NA)<br />
Dupla Avar (DA)<br />
Dupla Fa (DF)<br />
Nincs Gyökér (NGY)<br />
Nincs Input (NI)<br />
Leírás<br />
Normál avar input, nincs külsı beavatkozás.<br />
A talaj feletti avart eltávolítjuk a parcelláról. Az avar<br />
eltávolítása gereblyézéssel történik, egész évben folyamatosan.<br />
Az ágdarabokat, nagyobb gallyakat különválasztjuk<br />
a felszíni avar többi részétıl.<br />
A talaj feletti lombavart megduplázzuk annak az avarnak<br />
a felhasználásával, amelyet a Nincs Avarkezelésrıl távolítottunk<br />
el. Az avar áthordása folyamatosan történik<br />
egész évben.<br />
A talajfeletti fa inputot ágdarabok hozzáadásával megduplázzuk.<br />
A területre jellemzı átlagos faprodukcióval<br />
számolunk.<br />
A parcellákat 40 cm széles és 1 m mély árokkal körbeárkoltuk.<br />
A kiásott talajt a parcellán kívül helyeztük el, törekedve<br />
arra, hogy ne érjék zavaró hatások a parcella területét. A<br />
kiásott árkokba gyökérálló 1 m széles Delta MS 500 típusú<br />
kb 0,6 mm vastagságú, nagysőrőségő polietilén lemezt<br />
helyeztünk, a gyökerek kívülrıl történı benövésének megakadályozására,<br />
majd az árkokat visszatemettük. A gyökéravarprodukció<br />
kizárására a parcellák növényzetét eltávolítjuk<br />
(a cserjéket az alapításkor kivágtuk), majd idırıl idıre a<br />
lágyszárúakat is elpusztítjuk a területen Medallonnal permetezve<br />
(hatóanyag: 480 g/l glifozát-ammónium) és az elszáradt<br />
növényi maradványokat összegereblyézzük. A parcella<br />
körüli fákról származó lombavar produkciót a helyszínen<br />
hagyjuk.<br />
A föld feletti avar inputot kizárjuk, mint a Nincs Avar<br />
kezelés esetében. A földalatti gyökéravart kizárjuk, mint<br />
a Nincs Gyökér kezelés esetében.<br />
A 7×7 méteres parcellák helyének kijelölése a területen random módon történt. A<br />
talajmintákat parcellánként 5 helyrıl random módon győjtöttük a talaj 20 cm-es mélységéig<br />
hatoló furatokból, melyhez Oakfield típusú talajfúrót használtunk (Oakfield<br />
Apparatus Company, USA). A talajminták nedvesség tartalmának meghatározását 105<br />
ºC-on történı 24 órás szárítással végeztük.<br />
2004 júniusa és 2006 októbere között a begyőjtött talajminták arilszulfatáz aktivitását<br />
15 alkalommal SCHINNER et al. (1996), míg a szacharáz aktivitásét 13 alkalommal<br />
FRANKENBERGER és JOHANSON (1983), módszere szerint mértük. Perkin Elmer λ2 UV<br />
197
Fekete – Varga – L. Halász – Krakomperger – Kotroczó – Tóth<br />
Spektrofotometer-t használtunk az arilszulfatáz vizsgálatához. Minden parcella talajmintái<br />
esetén három ismétléssel mértük az enzimaktivitásokat, így kezelésenként 9<br />
értéket kaptunk egy-egy mérés alkalmával. A statisztikai vizsgálatokat ezek átlagával<br />
végeztük. A vizsgálatok során nyert adatok statisztikai elemzését a Statistica 5.5 verzió,<br />
illetve az Microsoft ® Office 2003 Excel ® programok segítségével végeztük. Kétmintás<br />
t-próbát, valamint varianciaanalízist végeztünk, mely kiegészült a Tukeypróbával.<br />
A vizsgálatok során elfogadható szignifikancia szintnek az 5%-ot választottuk<br />
(p=0,05).<br />
Eredmények<br />
Vizsgálataink azt bizonyították, hogy a különbözı avarkezelésekhez tartozó talajok<br />
enzimaktivitásai lényeges különbözı értékeket mutatnak. A talaj arilszulfatáz és a<br />
szacharáz aktivitása, az avarelvonással járó kezeléseknél alacsonyabb értékeket mutatott,<br />
mint a másik három kezelés esetében (K, DA, DF) (1. ábra, 2. ábra).<br />
enzim aktivitás µgpNP*g talaj -1 *h -1<br />
3<br />
2,5<br />
2<br />
1,5<br />
1<br />
0,5<br />
0<br />
a<br />
a<br />
a<br />
b<br />
b<br />
b<br />
DF DA K NA NGY NI<br />
Kezelések<br />
1. ábra Az arilszulfatáz-aktivitás kezelés típusok szerinti összehasonlítása az összes mért<br />
eredmény alapján 2004 júniusa és 2006 októbere között. Az oszlopok feletti eltérı betők a<br />
kezelések közötti szignifikáns különbségeket jelzik (p≤0,05).<br />
enzim aktivitás<br />
(mg glükóz*g talaj -1 *24h -1 )<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
a<br />
ab<br />
a bc bc<br />
c<br />
0<br />
DF DA K NA NGY NI<br />
Kezelések<br />
2. ábra A szacharázaktivitás kezelés típusok szerinti összehasonlítása az összes mért eredmény<br />
alapján 2004 júniusa és 2006 októbere között. Az oszlopok feletti eltérı betők a kezelések<br />
közötti szignifikáns különbségeket jelzik (p≤0,05).<br />
198
Avarkezelések hatása egy cseres-tölgyes erdı talajainak enzimaktivitására<br />
Az ariszulfatáz esetén elvégezve a variancia analízist szignifikáns különbséget tapasztaltunk<br />
a kezelések között (p
Fekete – Varga – L. Halász – Krakomperger – Kotroczó – Tóth<br />
aminek az lehetett az oka, hogy az arilszulfatáz jobban korrelál a talajnedvességgel,<br />
mint a szacharáz. A gyökéravar kezelések (NGY, NI) talajai – a transzspiráció kiesése<br />
miatt - jóval nedvesebbek éves átlagban, mint a többi kezelés, ami valamelyest növelhette<br />
az arilszulfatáz aktivitását ezeknél a kezeléseknél.<br />
A mérsékelt övi lombhullató erdık fáinak gyökerein gyakran találhatunk<br />
ektomikorrhiza gombákat, melyek jelentıs enzimaktivitást mutatnak, megnövelve a környezı<br />
talajrészek enzimaktivitását is (BARTLETT, LEWIS, 1973). A növény pusztulásával a<br />
gyökerein élı mikorrhiza gombák is beszüntetik tevékenységüket, ami az általuk generált<br />
enzimaktivitások gyors csökkenését okozza (COURTY et. al., 2006). A gyökérmaradványok,<br />
gyökérváladékok és a lebomlásukkor képzıdı szerves szubsztrátok is fontos tápanyagforrást<br />
jelentenek a mikrobák számára, növelve ezzel számukat és aktivitásukat, így<br />
hatással vannak a talajenzimek aktivitására is (PREGITZER et al., 2000). Az élı gyökerek<br />
gyökérváladékukkal folyamatosan dúsítják a talajt. Az alacsony molekula tömegő szénvegyületek<br />
diffúzióval történı talajoldatba áramlását meggyorsítják a mikroba közösségek is,<br />
mivel folyamatosan felhasználják ezeket az anyagokat anyagcsere folyamataikhoz, csökkentve<br />
ezzel a talajoldatban lévı mennyiséget. A NR és NI kezeléseknél éppen ezek az<br />
anyagok hiányoznak (mivel ezek a kezelések nem tartalmaznak élı gyökereket). Részben<br />
ez magyarázhatja (a korábban leírtak mellett), hogy a DA, DF, és K kezelések NGY-nál (és<br />
a NI-nál) magasabb enzimaktivitási értékeit.<br />
A DA kezelés az arilszulfatáznál, és a szacharáznál egyaránt csak a harmadik helyen<br />
áll az enzimaktivitások tekintetében, ha a 3 vizsgálati év átlagát nézzük. A<br />
szacharáznál a K volt az elsı, míg az arilszulfatáznál a DF, de a szacharáznál is megfigyelhetı,<br />
hogy a DF a három év alatt évenként egy-egy helyet lépett elıre a kezelések<br />
között, így a 2006-ban, már a kontrollt is megelızve a legnagyobb aktivitást mutató<br />
kezelés volt. A foszfatáznál és a β-glükozidáznál hasonló eredményeket kaptunk<br />
(KRAKOMPERGER et al., 2008). Ennek okát részben abban kereshetjük, hogy a természetellenesen<br />
magas lombavar mennyiség miatt vastag avarréteg képzıdött a talaj felszínén<br />
csökkentve valamelyest a mikrobiális aktivitást. Ennek hatása nemcsak a vizsgált<br />
enzimek aktivitásában, de kisebb mértékben a helyszínen mért talajlégzés értékeiben<br />
(KOTROCZÓ et al., 2008), és a leásott lombavar bomlásának vizsgálatakor is megmutatkozott<br />
(FEKETE et al., 2008). Az enzimaktivitások DA-nél mérhetı kisebb értékeire,<br />
a dupla mennyiségő avarból a talajba kerülı és közben mineralizálódó tápanyagok<br />
koncentrációjának növekedése is magyarázatot adhat. A szervetlen tápanyagok felhalmozódása,<br />
ugyanis katabolit repressziót idézhet elı számos enzimnél (DICK, 1994;<br />
GREGORICH et al., 1994).<br />
A gomba- és baktériumszám a DA kezelés talajainál volt a legmagasabb (TÓTH et<br />
al., 2007), így kizárhatjuk, hogy az alacsony mikrobaszám okozta az aktivitáscsökkenést.<br />
Ugyanakkor fontos kiemelni, hogy a DA, K, és DF kezelések enzimaktivitásai<br />
között statisztikailag kimutatható különbséget (p
Irodalom<br />
Avarkezelések hatása egy cseres-tölgyes erdı talajainak enzimaktivitására<br />
ANTAL, E., BERKI, I., JUSTYÁK, J., KISS, GY., TARR, K., VIG, P. (1997). A síkfıkúti erdıtársulás<br />
hı- és vízháztartási viszonyainak vizsgálata az erdıpusztulás és az éghajlatváltozás tükrében,<br />
Debrecen, 83 p.<br />
BARTLETT, E.M., LEWIS, D.H. (1973). Surface phosphatase activity of mycorrhizal roots of<br />
beech. Soil Biol. Biochem., 5, 249-257.<br />
COURTY, P-E., POUYSEGUR, R., BUÉE, M., GARBAYE, J. (2006). Laccase and phosphatase<br />
activities of the dominant ectomycorrhizal types in a lowland oak forest. Soil Biol.<br />
Biochem., 38,. 1219-1222.<br />
DICK, R. P. (1994). Soil enzyme activities as indicators of soil quality. In DORAN, J.W.,<br />
COLEMAN, D.C., BEZDICEK, D.F., STEWART, B.A. (Eds.) Defining Soil Quality for a<br />
Sustainable Environment. Soil Science Society of America, Madison, 107-124.<br />
DICK, R. P., BREAKWILL, D., TURCO, R. (1996). Soil enzyme activities and biodiversity<br />
measurments as integrating biological indicators. In DORAN, J.W., JONES, A.J. (Eds),<br />
Handbook of Methods for Assessment of Soil Quality. Soil Science Society America,<br />
Madison, 247-272.<br />
FEKETE, I., VARGA, CS., KOTROCZÓ, ZS., KRAKOMPERGER, ZS., TÓTH, J. A. (2007). The effect<br />
of temperature and moisture on enzyme activity in Síkfıkút Site. Cereal Research<br />
Communications, 35, 381-385.<br />
FEKETE, I., VARGA, CS., HALÁSZ, J., KRAKOMPERGER, ZS., KRAUSZ, E. (2008). Study of litter<br />
decomposition intensity in litter manipulative trials in Síkfıkút Cambisols. Cereal Research<br />
Communications, 36, 1779-1782.<br />
FRANKENBERGER, W.T., JOHANSON, J.B. (1983). Method of measuring invertase activity in<br />
soils. Plant and Soil, 74, 313-323.<br />
GREGORICH, E.G., CARTER, M.R., ANGERS, D.A., MONREAL, C.M., ELLERT, B.H. (1994).<br />
Towards a minimum data set to assess soil organic matter quality in agricultural soils. Can.<br />
J. Soil Sci., 74, 367-385.<br />
HALVORSON, J. J., SMITH, J. I., PAPENDICK, R. I. (1996). Integration of multiple soil parameters<br />
to evaluate soil quality: A field example. Biology and Fertility of Soils, 21, 207-214.<br />
KAYANG, H. (2001). Fungal and bacterial enzyme activities in Alnus nepalensis D. Don. Eur. J.<br />
Soil Biol., 37, 175-180.<br />
KOTROCZÓ, ZS., FEKETE, I., TÓTH, J. A., TÓTHMÉRÉSZ, B., BALÁZSY, S. (2008). Effect of leafand<br />
root-litter manipulation for carbon-dioxide efflux in forest soil. Cereal Research<br />
Communications, 36, 663-666.<br />
KRAKOMPERGER, ZS, TÓTH, J. A., VARGA, CS., TÓTHMÉRÉSZ, B. (2008). The effect of litter<br />
input on soil enzyme activity in an oak forest. Cereal Research Communications, 36, 323-<br />
326.<br />
LARSON, J. L., ZAK, D.R., SINSABAUGH, R. L. (2002). Extracellular enzyme activity beneath<br />
temperate trees growing under elevated carbon dioxide and ozone. Soil Science Society of<br />
America Journal, 66, 1848-1856.<br />
NIELSON, G. A., HOLE, F. D. (1963). A study of the natural processes of incorporation of<br />
organic matter into soil in the University of Wisconsin Arboretum. Wisconsin Academic<br />
Review, 52, 231-227.<br />
PAUL, E. A., CLARK F. E. (1996). Soil Microbiology and biochemistry. 2nd edition. Academic<br />
Press, New York, 158-178.<br />
PREGITZER, K. S., ZAK, D. R., MAZIASZ, J., DEFOREST, J., CURTIS, P. S., LUSSENHOP, J. (2000).<br />
Interactive effects of atmospheric CO 2 and soil-N availability on fine roots of Populus<br />
tremuloides. Ecological Applications, 10, 18-33.<br />
SCHINNER, F., ÖHLINGER, R., KANDELER, E., MARGESIN (1996). Methods in soil biology. Springer<br />
Verlag Heidelberg, New York.<br />
201
Fekete – Varga – L. Halász – Krakomperger – Kotroczó – Tóth<br />
STEFANOVITS, P. (1985). Soil conditions of the forest. In JAKUCS, P. (ed.) Ecology of an Oak<br />
Forest in Hungary. Results of “Síkfıkút Project” I. Akadémiai Kiadó, Budapest, 50 – 57.<br />
STEMMER, M., GERZABEK, M. H., KANDELER, E. (1998). Organic matter and enzyme activity in<br />
particle size fractions of soils obtained after low energy sonication. Soil Biol. Biochem., 30,<br />
9-17.<br />
TÓTH, J. A., PAPP, M., KRAKOMPERGER, ZS., KOTROCZÓ, ZS. (2006). A klímaváltozás hatása<br />
egy cseres-tölgyes erdı struktúrájára (Síkfıkút Project). A globális klímaváltozás: hazai hatások<br />
és válaszok. KvVM – MTA „VAHAVA” project zárókonferenciája. Idıjárás és éghajlat:<br />
hatások és intézkedések. Poszter. Budapest, 2006. március 9, 1-5. (CD kiadvány).<br />
TÓTH, J. A., K. LAJTHA, ZS. KOTROCZÓ, ZS. KRAKOMPERGER, B. CALDWEL, R. D. BOWDEN, M.<br />
PAPP. (2007). The effect of climate change on soil organic matter decomposition. Acta<br />
Silvatica et Ligniaria Hungarica, 3, 75-85.<br />
VARGA, CS., FEKETE, I., KOTROCZÓ, ZS., KRAKOMPERGER, ZS. VINCZE, GY. (2008). Effect of<br />
litter amount on soil organic matter (SOM) turnover in Síkfıkút site. Cereal Research<br />
Communications, 36, 547-550.<br />
202
A FAHAMU TALAJRA GYAKOROLT HATÁSÁNAK<br />
VIZSGÁLATA TENYÉSZEDÉNY-KÍSÉRLETBEN<br />
Füzesi István 1 , Kovács Gábor 2<br />
1 Nyugat-magyarországi Egyetem, Kémia és Környezettudományi Tanszék, Szombathely<br />
2 Nyugat-magyarországi Egyetem,Termıhelyismerettani Intézeti Tanszék, Sopron<br />
e-mail: fistvan@ttmk.nyme.hu<br />
Összefoglalás<br />
A biomassza energetikai célú hasznosítása egyre népszerőbb, így a fatüzelés jelentısége is<br />
megnıtt. A tüzelés mellékterméke a hamu, amely savanyú talajokon talajjavító anyagként hasznosítható.<br />
2009 áprilisában indított kísérletsorozatunkban vizsgáljuk a fahamu összetételét,<br />
tápanyag-szolgáltató képességét, alkotórészeinek mobilizálhatóságát. A kutatás céljából<br />
tenyészedény-kísérletet állítottunk be 0, 1, 5, 10, 20 t fahamu/ha-nak megfelelı dózissal, angol<br />
perje és fehér mustár tesztnövényekkel, savanyú, homokos vályogtalajon. A vizsgálatot 10<br />
kezeléssel (2 tesztnövény × 5 hamuterhelés), 4 ismétlésben, 40 edénnyel végeztük. A talaj pHértéke<br />
a legnagyobb dózis hatására a kiindulási 5,6-os értékhez képest közel 2 pH-egységgel<br />
emelkedett. A vizsgált tápelemek közül a 20 t/ha-os adag esetén a P 2 O 5 -tartalom 61-rıl 173<br />
mg/kg, a K 2 O-tartalom 123-ról 247 mg/kg értékre nıtt, ezzel szemben a N-tartalom 9,5 mg/kg<br />
átlagos értéke szignifikánsan nem változott. A fahamu 1-5 t/ha-os adagjai növelték a tesztnövények<br />
kelésszámát, tıszámát, magasságát és zöldtömegét.<br />
Summary<br />
The exploitation of biomass in energetics is getting more and more popular, so the importance<br />
of wood firing increased, as well. The byproduct of wood firing is ash, which can be used for<br />
acidic soil amelioration. In our experiments started in April 2009 the constitution of wood<br />
ashes, its ability for providing nutrition, and the mobility of its components. For the aims of the<br />
experiment there was a pot experiment established, with 0, 1, 5, 10, 20 tons wood ashes/hectare<br />
soil strain rate, using ray-grass and white mustard-seed, on acidic, sandy adobe soil. The<br />
experiment was carried out through 10 treatments (2 test-plans x 5 ash ameliorations) and 4<br />
repetitions on 40 pots. The pH rate of the soil raised nearly by 2 units from the 5,6 units starting<br />
point as a result of the greatest dose. Among the examined nutrition, the P 2 O 5 -content from 61<br />
to 173 mg/kg, the K 2 O-content from 123 to 247 mg/kg raised, while the value of N-content did<br />
not change significantly. The height, the green aggregation and the number of shooting and of<br />
roots of the plants were raised by the 1, 5 tons/hectare treatments.<br />
Bezetés<br />
A napjainkban az egyre növekvı energiaigény, és az energiaellátásban fellépı esetleges<br />
ellátási bizonytalanság a megújuló energiaforrások felé irányította a figyelmet.<br />
Egyre elterjedtebb a biomassza energetikai célú felhasználása, így a fatüzelés jelentısége<br />
is megnıtt. Hazánkban a háztartások mellett több nagy széntüzeléső erımőben<br />
(Pécs, Ajka, Kazincbarcika) is részben vagy egészben átálltak a biomassza-tüzelésre.<br />
Ezekben az erımővekben többek között erdészeti és faipari hulladékokat, főrészport,<br />
tőzifát használnak fel a biomassza-tüzelés alapanyagaként. Vas megyében Körmenden<br />
és Szombathelyen biomassza-tüzeléső főtımő létesült. Szintén Vas megyében, Pornó-<br />
203
Füzesi – Kovács<br />
apáti községben épült fel – osztrák példa alapján – az ország elsı biomassza-főtımőve.<br />
A Szombathely közeli Vép kisváros határában 2013-ban tervezik átadni a 13,8 megawatt<br />
villamos és körülbelül 5 megawatt hıkapacitású, úgynevezett co-generációs biomassza-tüzeléső<br />
erımővet.<br />
A tüzelés mellékterméke a fahamu, melyet hazánkban elsısorban hulladéklerakókban<br />
ártalmatlanítanak. Éves becsült mennyisége 30 ezer tonna, 50 ezer m 3 . A növekvı<br />
költségek, valamint az újabb hulladéklerakók megnyitásával szembeni ellenállás alternatív<br />
módszerekre irányította a figyelmet.<br />
Több kutatást végeztek a fahamu mezıgazdasági, erdészeti felhasználásával kapcsolatban.<br />
Általánosan elfogadott, hogy a fahamut talajjavító anyagként és tápanyagutánpótlás<br />
céljából érdemes hasznosítani (DEMEYER et al., 2001; STEENARI,<br />
LINDQVIST, 1997).<br />
A fahamu tulajdonsága számos tényezıtıl függ: növényfaj, növényi részek (kéreg,<br />
fa, levél), éghajlati és talajviszonyok és az égetés módszere. Ennek megfelelıen a fahamu<br />
tulajdonságaival kapcsolatos adatok meglehetısen változatosak, és így az adatokat<br />
általánosítani bonyolult (DEMEYER et al., 2001).<br />
A fahamu alkalmazása a talaj kémiai tulajdonságainak gyors változását okozhatja,<br />
különösen a felsı rétegekben. Számos tanulmány szerint a felsı szint pH-ját 0,3-2,4<br />
egységgel növelheti 1-7 t/ha dózis kijuttatása esetén. A mélyebb rétegekben a semlegesítés<br />
hatásai jóval mérsékeltebbek (MANDRE et al., 2006; OZOLINCIUS et al., 2007;<br />
PERUCCI et al., 2008).<br />
A pH gyors megváltozása a felsı szint savasságának közömbösítésével magyarázható,<br />
mely folyamatban a hamuban található oxidok, hidroxidok, hidrogén-karbonátok<br />
és karbonátok vesznek részt. A hidroxid/hidrogén-karbonát/karbonát ionok aránya igen<br />
változatos lehet, és ebbıl eredıen a különbözı hamuk lúgosító hatása eltérhet. A lúgosító<br />
hatásnak kedvez az alacsonyabb hımérsékleten történı égetés és a hosszabb ideig<br />
történı tárolás (ETIEGNI, CAMPBELL, 1991).<br />
A hamu koncentrálva tartalmazza a fa alkotóelemeit a szén és a nitrogén kivételével,<br />
amelyek az égetés során gyakorlatilag elillannak. A fa elégetésekor keletkezı kazánhamu<br />
átlagos tápelemtartalma: 0,06% N; 0,42% P; 18% Ca; 0,97% Mg; 2,27% K.<br />
K-tartalma kitőnıen oldódik vízben, amely magyarázza a kilúgzásra való érzékenységét<br />
(DEMEYER et al., 2001; ODLARE, PELL, 2005).<br />
A fahamu mikroelem-koncentrációja ugyanolyan változatos, mint a makroelemeké.<br />
Fatüzeléső kazánok hamujának vastartalma elérheti a 21 g/kg koncentrációt. Korábbi<br />
vizsgálatok szerint a fahamu nehézfém-koncentrációja jellemzıen alacsony. Egyes<br />
nehézfémek mobilizációját a talaj pH növekedése tovább csökkentheti. A kis koncentráció<br />
és az eltérı mobilitás ellenére a nehézfémek (Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn ) változást<br />
okozhatnak a talajban, a növényzetben és késıbb a talajvíz összetételében<br />
(OZOLINCIUS et al., 2007). Az újabb vizsgálatok alapján a hamu toxikus<br />
nyomelemtartalma ingadozhat, így Cd-tartalma elérheti a 20 mg/kg koncentrációt.<br />
Ennek megfelelıen a hamut gondosan kell felhasználni, hogy megelızzük a nehézfémszennyezıdést<br />
és esetleges negatív hatásait a szárazföldi és vízi ökoszisztémákban<br />
(OMIL et al., 2007).<br />
A talajba bejutott nyomelemek adszorbeálódhatnak a szervetlen összetevıkön (Feés<br />
Al-oxidok) vagy a szerves komplexeken. Közvetve ezért hatást gyakorolhatnak a<br />
talaj tulajdonságaira, így pH-jára, szerkezetére, szerves anyag tartalmára, kationcserélı<br />
kapacitására és redox potenciáljára.<br />
204
A fahamu talajra gyakorolt hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben<br />
A hamut többféle formában lehet kijuttatni. A nyers hamu nehezen kezelhetı, erısen<br />
lúgos kémhatású, makroelem-tartalma könnyen kioldódik. A hamugranulátum pHja<br />
alacsonyabb, 9 körüli. A részecskék nagyobb méretőek, ezért könnyebben kezelhetı.<br />
Az elemek kioldódása a részecskék méretébıl következıen lassabb. A stabilizált hamu<br />
részecskéinek mérete a nyers hamunál nagyobb, pH-értéke 10,5 körüli, kezelése könynyő,<br />
viszont – mivel karbonátosodásra hajlamos – a tápelemek oldhatósága lassú. A<br />
préselt, peletált fahamu szintén jól kezelhetı méretébıl következıen, viszont az elemek<br />
oldódása korlátozott (CSIHA et al., 2007).<br />
A fahamu hatásainak vizsgálatára tenyészedény-kísérletet állítottunk be. Ennek keretében<br />
vizsgáljuk a talajban és a termesztett növényekben bekövetkezı változásokat.<br />
Elemezzük a fahamu összetételét, alkotórészeinek mobilizálhatóságát, tápanyagszolgáltató<br />
képességét.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A tenyészedény-kísérlethez felhasznált hamu a Szombathelyi Távhıszolgáltató Kft. 7<br />
MW hıteljesítményő biomassza-tüzeléső kazánjából származik. A hamu begyőjtésére<br />
2009 februárjában került sor. A kísérlet indításáig a hamut zárt mőanyag zsákokban<br />
tároltuk. Mivel a hamu lúgosító hatása közismert, ezért a vizsgálathoz savanyú talajt<br />
választottunk, melyet a Vas megyei Pecöl község melletti mezıgazdasági terület szántott<br />
rétegébıl vettünk.<br />
A kezelések 0, 1, 5, 10, 20 t fahamu/ha talajterhelést jelentettek. A kísérletet angol<br />
perje és fehérmustár tesztnövényekkel 10 kezeléssel (2 növény × 5 hamuterhelés),<br />
4 ismétlésben állítottuk be 40 Mitscherlich féle edényben. A két tesztnövény<br />
közül az angol perjével a trágyahatást, a fehér mustárral pedig a hamu<br />
csírázásgátló, esetleges toxikus hatását vizsgáltuk. A talajt az elıkészületek során<br />
alaposan összekevertük, 0,5 cm-es lyukbıségő szitán átrostáltuk, majd pedig a fahamut<br />
– az elızetesen kiszámított mennyiségben – hozzáadagoltuk, és alaposan<br />
összekevertük. A megtöltött tenyészedényeket véletlen blokk elrendezésben üvegházban<br />
helyeztük el.<br />
A tesztnövények elvetésére 2009 májusában került sor. A fehér mustár esetén az<br />
elızetesen elsimított talaj felszínére vetısablon segítségével helyeztük el a 40 db magot.<br />
Az angol perjénél 1000 csíraképes mag/dm 2 mennyiségben szórtuk egyenletesen a<br />
talaj felszínére a magokat. Magtakarásra 0,5 cm vastag rétegben mosott folyami homokot<br />
használtunk. Vetés után a tenyészedényeket a csírázásig fóliával takartuk a kiszáradás<br />
megakadályozása céljából. Kelés után az öntözést desztillált vízzel történt a növények<br />
igényeinek megfelelıen.<br />
Az üvegházi hajó hımérsékletét és páratartalmát a kísérlet során folyamatosan mértük.<br />
A növények vetése utáni napokban feljegyeztük a kikelt összes fehér mustár tesztnövény<br />
edényenkénti számát. A betakarításra júliusban került sor. Ekkor fehér mustár<br />
esetén edényenként megállapítottuk a tıszámot, valamint véletlenszerően kiválasztott 5<br />
növény alapján meghatároztuk a növénymagasságot. Angol perje esetén a növényproduktum<br />
átlagmagasságát mértük meg. Miután a növényeket az edény felsı széléhez<br />
igazítva levágtuk, a zöldtömeget azonnal edényenként lemértük.<br />
A kísérlet lebontásakor a talajokat átrostáltuk, a benne található nagyobb gyökereket<br />
eltávolítottuk. A tenyészedények talajából reprezentatív átlagmintát vettünk. A<br />
fahamu, a talajok és az angol perje minták laboratóriumi vizsgálatára a Vas Megyei<br />
205
Füzesi – Kovács<br />
MgSzH Talajvédelmi Laboratóriumába került sor. Az „összes” elemtartalom cc. HNO 3<br />
+ cc. H 2 O 2 roncsolást követıen ICP technikával került meghatározásra. A talaj oldható<br />
tápelemtartalmának megállapítása az MSZ 20135:1999 módszer alapján történt.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A kísérlet során alkalmazott fahamu kémiai tulajdonságait az 1. táblázat mutatja. A<br />
hamu kémhatása erısen lúgos. A tápelemek közül jelentıs a foszfor, kálium, kalcium<br />
és magnézium tartalma. A pH és a tápelemek mennyiségének értékei hasonlóak, a nehézfémek<br />
mennyisége viszont alacsonyabb az irodalmi adatokhoz képest (ETIEGNI,<br />
CAMPBELL, 1991). A nehézfémek közül kadmium esetén mértünk határértéket (2<br />
mg/kg sz. a.) kismértékben meghaladó koncentrációt.<br />
A kísérlet során bekevert talaj mechanikai összetétele alapján homokos vályogtalaj,<br />
kémhatása savanyú, szénsavas meszet nem tartalmazó, közel 20%-os agyagtartalommal,<br />
50%-ot meghaladó leiszapolható résszel (2. táblázat). A kationcserélı kapacitás, a<br />
mechanikai összetétel, a kötöttség és a humusztartalom alapján kolloidokban közepesen<br />
gazdag.<br />
1. táblázat A tenyészedény-kísérletben bekevert fahamu tulajdonságai és „összes"elemtartalma<br />
206<br />
(1)<br />
Vizsgált<br />
paraméter<br />
(2)<br />
Mértékegység<br />
(3)<br />
Eredmény<br />
(4)<br />
Irodalmi<br />
érték<br />
pH (H 2 O) 12,8 13,1 - 13,3<br />
a) szárazanyag m/m% 98,8<br />
b) térfogattömeg kg/dm 3 0,605<br />
P mg/kg sz. a. 10920 14000<br />
K mg/kg sz. a. 39850 41300<br />
Ca mg/kg sz. a. 277300 317400<br />
Mg mg/kg sz. a. 18850 22500<br />
Al mg/kg sz. a. 17720 23650<br />
Cd mg/kg sz. a. 2,71 21<br />
Cr mg/kg sz. a. 19,7 86<br />
Cu mg/kg sz. a. 77,0 145<br />
Hg mg/kg sz. a. < 0,50<br />
Ni mg/kg sz. a. 31,0 47<br />
Pb mg/kg sz. a. 11,9 130<br />
Zn mg/kg sz. a. 233 700<br />
2. táblázat A tenyészedény-kísérletben alkalmazott talaj fıbb tulajdonságai a kísérlet beállításakor<br />
(1)<br />
Vizsgált paraméter<br />
(2)<br />
Eredmény<br />
p(H) H 2 O 5,77<br />
p(H) KCl 4,64<br />
a) Kötöttség (K A ) 34<br />
b) Humusz % 1,74%<br />
c) Szénsavas mész % < 0,10%<br />
d) Kation adszorpció (T-érték) (1/z<br />
mmol/100g talaj) 1<br />
e) S-érték 7,61<br />
Megjegyzés: 1 - z – az egyes kationok vegyértéke.
A fahamu talajra gyakorolt hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben<br />
A fehér mustár tesztnövények esetén a kelésszám megállapítására a 3. és az 5. napokon<br />
került sor (3. táblázat). Mindkét alkalommal az 1 t/ha-os dózis esetén a kelésszám<br />
a kontrollhoz képest növekedett. Magasabb dózisok alkalmazásakor, különösen a<br />
20 t/ha-os kezelés esetén a kontrollhoz képest kevesebb volt a kikelt növények száma.<br />
A kísérlet befejezésekor az 1, 5 t/ha-os dózisok esetén magasabb tıszámot figyelhettünk<br />
meg a kezeletlen edényekhez képest, viszont a 20 t/ha-os adag már szignifikánsan<br />
csökkentette a növények számát.<br />
3. táblázat A fehér mustár tesztnövények kelésszámai, tıszámai<br />
(1)<br />
Vizsgálat<br />
(2)<br />
Hamuterhelés, t/ha talaj<br />
ideje 0 1 5 10 20<br />
(3)<br />
SzD 5%<br />
(4)<br />
Átlag<br />
a) 3. nap 27 31 25 24 21 2,96 25,60<br />
b) 5. nap 34 36 33 31 30 3,73 32,80<br />
c) 45. nap 32 35 34 31 26 2,11 31,60<br />
A fehér mustár tesztnövények a kontrollhoz képest magasabbra nıttek az 1 és 5<br />
t/ha-os kezelés esetén (a két kezelés hatása nem tér el egymástól szignifikánsan), viszont<br />
a 20 t/ha dózis alkalmazásakor a növények magassága nem érte el a kezeletlen<br />
talajban fejlıdı növényekét, a 10 t/ha kezelés gyakorlatilag megegyezik a kontrollal (4.<br />
táblázat). A fehér mustár zöldtömege a növekvı hamudózisok esetén fokozatosan az 1-<br />
5 t/ha kezelés kivételével szignifikánsan emelkedett (1. ábra).<br />
1. ábra A fehér mustár tesztnövények zöldtömegének változása a hamukezelések hatására<br />
4. táblázat A fehér mustár tesztnövények átlagos magassága és zöldtömege<br />
(2)<br />
(1)<br />
(3) (4)<br />
Hamuterhelés, t/ha talaj<br />
Vizsgált paraméter<br />
SzD<br />
0 1 5 10 20<br />
5% Átlag<br />
a) magasság, cm 49,9 53,7 56,9 48,7 42,8 6,00 50,4<br />
b) zöldtömeg, g 51,35 58,72 59,99 73,89 86,29 6,65 66,05<br />
207
Füzesi – Kovács<br />
Az angol perje tesztnövények magasságát az 1 t/ha-os dózis gyakorlatilag nem befolyásolta,<br />
viszont nagyobb koncentrációk esetén a növények növekedése elmaradt a<br />
kontrollhoz képest, a 20 t/ha-os kezelés esetén szignifikánsan, a többi esetben tendenciaszerően.<br />
Az 1, 5 és 10 t/ha-os dózis esetén a zöldtömeg nem szignifikánsan növekedett,<br />
viszont a legmagasabb hamuadag alkalmazásakor a kontrollhoz képest nem szignifikánsan<br />
alacsonyabb értéket kaptunk (5. táblázat).<br />
5. táblázat Angol perje tesztnövények átlagos magassága és zöldtömege<br />
(2)<br />
(1)<br />
(3) (4)<br />
Hamuterhelés, t/ha talaj<br />
Vizsgált paraméter<br />
SzD<br />
0 1 5 10 20<br />
5% Átlag<br />
a) magasság, cm 25,8 26,0 25,3 23,5 19,5 2,9 24,0<br />
b) zöldtömeg, g 41,91 43,95 43,68 44,22 39,04 7,63 42,56<br />
A fahamu hatással van a talaj kémhatására, tápanyagtartalmára. Mindkét tesztnövény<br />
esetén a kontroll 5,7-es értékéhez képest a pH közel két egységgel nıtt (2. ábra).<br />
A hamu alkalmazása a tápelemek közül a kálium, a foszfor, a kén és a magnézium<br />
mennyiségét változtatta meg. A talaj AL-oldható K 2 O tartalma a kontroll 123 mg/kg<br />
értékéhez képest 247-re nıtt a 20 t/ha-os dózis alkalmazása esetén, ezáltal a káliumellátottság<br />
közepesrıl igen jóra módosult. A P 2 O 5 tartalom a maximális dózis esetén 61,0<br />
mg/kg értékrıl 173-ra változott, az eredetileg gyenge ellátottságú talaj foszfortartalma<br />
ezáltal jó lett. A magnézium koncentrációja 20 t/ha-os kezelés esetén közel háromszorosára<br />
növekedett. A kén kezdeti 5,33 mg/kg-os koncentrációja 24,3 mg/kg-ra változott.<br />
A tápelemek közül a nitrogén koncentrációja gyakorlatilag nem módosult, amit a<br />
hamu minimális nitrogéntartalma magyaráz. A kezelések hatására a talajban az összes<br />
nehézfémtartalom szignifikánsan nem növekedett (6. táblázat).<br />
2. ábra A talaj pH-jának változása a hamukezelések hatására fehér mustár tesztnövény esetén<br />
208
A fahamu talajra gyakorolt hatásának vizsgálata tenyészedény-kísérletben<br />
6. táblázat A fahamukezelés hatása a talaj tápelem- és nehézfémtartalmára<br />
(1)<br />
(3)<br />
(2)<br />
Vizsgált<br />
Hamuterhelés, t/ha talaj<br />
Mértékegység<br />
paraméter<br />
0 1 5 10 20<br />
NO - 3 +NO - 2 -N mg/kg 21,0 9,10 11,9 8,69 10,9<br />
P 2 O 5 mg/kg 61,0 67,0 106 172 173<br />
K 2 O mg/kg 123 146 186 227 247<br />
SO 2- 4 -S mg/kg 5,33 4,87 5,85 11,3 24,3<br />
Cd mg/kg sz. a.
Füzesi – Kovács<br />
A növények tápanyag-ellátottsága feltételezhetıen már a kontrollnál optimális volt,<br />
ezért a kezelések hatására a talajban megnövekedı tápelemkínálatot a növények tápanyagtartalma<br />
nem mutatta.<br />
A kísérletek alapján a fahamu a mezıgazdaságban hasznosítható talajjavító anyagként<br />
és tápanyag-utánpótlás céljából. Lúgos kémhatása miatt elsısorban savanyú talajok esetén<br />
célszerő alkalmazni. A kísérletek alapján javasolt felhasználási dózisa 1-5 t/ha.<br />
Irodalom<br />
CSIHA, I., KESERŐ, ZS., RÁSÓ, J. (2007). Energetikai fafelhasználás során keletkezı hamu elhelyezésének<br />
erdészeti vonatkozásai. NyME EMK Tudományos Konferencia, Sopron, 34 -35.<br />
DEMEYER, A., VOUNDI NKANA, J. C., VERLOO, M. G. (2001). Characteristics of wood ash and<br />
infuence on soil properties and nutrient uptake: an overview. Bioresource Technology, 77,<br />
287-295.<br />
ETIEGNI, L., CAMPBELL A. G. (1991). Physical and chemical characteristics of wood ash.<br />
Bioresource Technology, 37, 173-178.<br />
MANDRE, M., PÄRN, H., OTS, K. (2006). Short-term effects of wood ash on the soil and the<br />
lignin concentration and growth of Pinus sylvestris L. Forest Ecology and Management,<br />
223, 349–357.<br />
ODLARE, M., PELL, M., (2005). Effect of wood fly ash and compost on nitrification and<br />
denitrification in agricultural soil. Appl Energ., 86, 74–80.<br />
OZOLINCIUS, R., BUOZYTE, R., VARNAGIRYTE-KABASINSKIENE, I. (2007). Wood ash and<br />
nitrogen influence on ground vegetation cover and chemical composition. Biomass and<br />
Bioenergy, 31, 710–716.<br />
OMIL, B., PINEIRO, V., MERINO, A. (2007). Trace elements in soils and plants in temperate forest<br />
plantations subjected to single and multiple applications of mixed wood ash. Science of the<br />
Total Environmen, 381, 157-168.<br />
PERUCCI, P., MONACI, E., ONOFRI, A., VISCHETTI, C., CASUCCI, C. (2008). Changes in physicochemical<br />
and biochemical parameters of soil following addition of wood ash: A field<br />
experiment. Europ. J. Agronomy, 28, 155-161.<br />
STEENARI, B.-M., LINDQVIST, O. (1997). Stabilisation of biofuel ashes for recycling to forest<br />
soil. Biomass und Bioenergy, 13, 39-50.<br />
210
BIOGÁZÜZEMI FERMENTLÉ MEZİGAZDASÁGI<br />
FELHASZNÁLÁSÁNAK VIZSGÁLATA<br />
Gulyás Miklós, Füleky György<br />
SZIE Környezettudományi Intézet <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: gumimiki@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
A mezıgazdasági és más szerves anyagok energetikai hasznosítása egyre több lehetıséget kínál.<br />
Ilyen felhasználási módja ezeknek az anyagoknak a fermentációval elıállított biogáz hasznosítás.<br />
Azonban sokan megfeledkeznek az üzemekben képzıdı értékes melléktermékrıl, amely<br />
közel azonos mennyiségő az erjesztésre kerülı szerves anyag mennyiségével. A fermentációs<br />
maradék jelentıs mennyiségő növényi tápanyagot tartalmaz, így mezıgazdasági alkalmazása<br />
indokoltnak tőnik. Eddig kevesen foglalkoztak a kierjedt fermentum talajra és növényre gyakorolt<br />
hatásainak tanulmányozásával. Dolgozatunk keretében megvizsgáltuk az anaerob kezelésen<br />
átesett anyag fıbb kémiai paramétereit, a talajhoz kevert fermentum nitrogén formáinak talajban<br />
való változását, tesztnövényekre gyakorolt hatását. Az eredményekbıl kiderült, hogy a<br />
fermentlé oldott formában tartalmazza a tápanyagok jelentıs részét. Növelte a talaj NH 4 -N<br />
tartalmát, ami érlelés hatására részben NO 3 -N-é alakult jelentısebb veszteségek nélkül. A nagy<br />
adagú kezelések a növények kelési idıszakában depressziót okoztak.<br />
Summary<br />
Use of agricultural and other organic materials give more and more alternatives. The fermentation<br />
of these materials can be one of the solutions of this problem. The valuable byproduct<br />
sometimes is forgotten, which has nearly the same quantity as the fermented materials. The<br />
agricultural application of the residue of the fermentation contains significant amount of plant<br />
nutrients, are reasonable. Few researchers were carried out investigation the effects of the digestate<br />
on soil – plant interactions. In our research the chemical parameters of the digestate, the<br />
effects on soil nitrogen content and forms, and the yields were studied. As the results show the<br />
digestate contains significant amount of plant nutrients in solution form which increases the<br />
NH 4 -N content of the soil. After incubation of the soil, NH 4 -N transformed to NO 3 -N. The high<br />
doses caused depression in germinating of the plants.<br />
Bevezetés<br />
A környezet és vele együtt a levegı, a talajok és a vizek szennyezése a világ minden<br />
részén folyamatosan növekvı problémát jelent. Egy termelési folyamatban hulladékká<br />
vált anyag, egy másik folyamat alapanyagává válhat, így csökkentve a keletkezı hulladékok<br />
mennyiségét. Az egyik kiváló technológia, mellyel sikeresen kezelhetık a hulladékok<br />
szerves frakciói, az anaerob kezelés. A biogáz fermentorokba bekerülı alapanyagokból,<br />
a lebontási folyamat során felszabaduló metán értékes alapanyaga a villamos-<br />
és hıenergia elıállításának. A folyamat végén visszamaradó fermentum, kiváló<br />
alapanyag a talajok tápanyag-utánpótlására.<br />
Napjainkban rohamosan növekszik azon biogáz üzemek száma, ahol fıleg mezıgazdasági<br />
és élelmiszeripari alapanyagokat dolgoznak fel. Ma <strong>Magyar</strong>országon 16 ilyen jellegő<br />
üzem mőködik, a közeljövıben további üzemek építése várható (KOVÁCS, 2010). A feldolgozott<br />
alapanyagok mennyiségével arányosan megnıtt a mezıgazdasági területeken hasznosítható<br />
fermentum mennyisége is.<br />
211
Gulyás – Füleky<br />
A tudományos eredmények felkutatása közben rá kellett jönnünk, hogy hiába foglalkozik<br />
számtalan cikk, publikáció, könyv a biogáz témával, legtöbbjük gazdasági<br />
oldalról elemzi az üzemeket, illetve legtöbben a különbözı anyagokból kinyerhetı<br />
biogáz mennyiségét kutatják. Bár az írások nagy része említést tesz a fermentálási maradékról,<br />
azonban ritkán találni olyan kiadványt, ahol ezeket az állításokat adatsorokkal<br />
is alátámasztják.<br />
2004-ben jelent meg egy tanulmány, amiben a fermentlé laskagombára gyakorolt<br />
hatását vizsgálták Indiában. A szerzık arról számoltak be, hogy a kezelések hatására<br />
növekedett a kontrollhoz képest a laskagomba termésmennyisége. Fehérjetartalma<br />
növekedett miközben a szénhidrát tartalma csökkent, ezen kívül növekedett a gombában<br />
kimutatható tápanyagok mennyisége is (BANIK, 2004).<br />
Egy észak-kínai üvegházas kísérletben sertés trágyát fermentáltak, a meghatározott<br />
fermentum mennyiséget az üvegházban elültetett uborka és paradicsom alá adagolták<br />
ki a növények növekedési szakaszainak megfelelıen. Emellett a kierjedt fermentumot a<br />
sertések takarmányához is hozzákeverték. A kísérletben vizsgálták a növények terméshozamának<br />
és C-vitamin tartalmának változását. Uborka esetében 18,4%-os termésnövekedést<br />
és 16,6%-os C-vitamin tartalomnövekedést értek el a fermentlé alkalmazásával.<br />
Paradicsom estében 17,8%, illetve 21,5% volt a növekedés a kontrollhoz képest. A<br />
sertések gyarapodását vizsgálva egyértelmővé vált, hogy a fermentummal kevert takarmányt<br />
fogyasztó sertések több, mint 50kg–al nagyobb súlyt értek el, mint a hagyományos<br />
takarmányt fogyasztók. A kezelt állomány takarmány értékesítése is jelentıs<br />
mértékben javult (QI et al., 2005)<br />
Hazánkban, 2008-ban a BIOKOMP4 projekt keretében készült egy összehasonlító<br />
adatbázis az akkor mőködı hat magyarországi mezıgazdasági biogáz üzem erjesztési<br />
maradékának kémiai tulajdonságairól. Az adatértékelés kiderítette, hogy az üzemekbıl<br />
kikerülı fermentlevek szárazanyag-tartalma alacsony, ennek ellenére szervesanyagtartalma<br />
jelentıs, kémhatásuk enyhén lúgos. A növények számára könnyen felvehetı<br />
NH 4 -N aránya magas (SOMOSNÉ, 2009).<br />
A Pálhalmai Agrospeciál Kft. biogáz-üzemében keletkezı fermentumot a Fejér megyei<br />
MgSzH munkatársai vizsgálták. A Kft. területe több mint 4 000 ha, az erjesztési maradék<br />
hasznosítására alkalmas terület 2035 ha. A különbözı idıpontokban vett minták nagy heterogenitást<br />
mutattak, a mért paraméterek között találtak nagyságrendi eltéréseket is. A medencékbe<br />
kerülı kierjesztett anyag tápanyagtartalma nagymértékben csökkent. A NPK<br />
veszteség jelentıs volt a lúgos kémhatás, és az idıjárási viszonyok miatt (CSATHÓ, 2002).<br />
A kísérletezések, majd sikertelenül mőködı üzemek után megépült Európa legnagyobb<br />
folyékony technológiával mőködı biogáz üzeme a nyírbátori üzem. A 17.000<br />
m 3 fermentor térfogattal rendelkezı üzem évi 110.000 tonna alapanyagot használ fel<br />
biogáz elıállításra. Az erjesztési maradék mennyisége115.000 m 3 évente.<br />
Számtalan kutatási lehetıséget biztosított és jelenleg is biztosít a szakemberek számára.<br />
A fermentlé szója jelzınövény alá kijuttatását követıen, betakarítás után vizsgálták<br />
a homok textúrájú talaj makro-, mezo-, és mikroelem, valamint nehézfém tartalmát.<br />
A talajoldat mérési eredményeibıl kiderült, hogy nehézfémtartalma nem változott, a<br />
talaj foszfor, kálium és kén készlete szignifikánsan változott. Pozitív hatás, hogy az<br />
alumínium tartalom csökkent, és egyes mikroelemek koncentrációja növekedett. Negatív<br />
hatásnak tekinthetı a Zn tartalom csökkenése és a Na tartalom növekedése, ami<br />
hosszú távon hátrányos lehet (VÁGÓ et al., 2008).<br />
212
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
A termesztett növények nem egyformán tolerálják a fermentlével történı öntözést,<br />
egyes fajok érzékenyek (szója, napraforgó), míg mások kevésbé érzékenyek (gabonák,<br />
kukorica) ugyan abban a fejlıdési fázisban. A tenyészedényes, kisparcellás és üzemi<br />
kísérletekben a fermentlével, illetve a fermentlével és egyéb talajjavító anyaggal kezelt<br />
területeken nıtt a növények termés mennyisége, nagyobbra nıttek a növények, javult a<br />
beltartalmi mutató, a kezelések hatása pozitívan hatott a mikrobiológiai tevékenységre<br />
(TOMÓCSIK et al., 2007).<br />
A fermentlé kezelés hatására növekedett a talajok összes nitrogén tartalma a kontrollhoz<br />
képest a felsıbb rétegekben. A nitrát tartalom csökkenést mutatott a mélyebb talajrétegekben,<br />
jelezve, hogy a növények felvették a kijuttatott tápanyagot (MAKÁDI et al., 2008)<br />
Anyag és módszer<br />
A vizsgálatokhoz szükséges mintákat az ELMIB csoporthoz tartozó Green Balance Kft.<br />
dömsödi biogáztelepén vettük, két alkalommal, különbözı helyekrıl és körülmények közül.<br />
Coliformok meghatározásához az MPN (Most Probable Number = legvalószínőbb élısejt<br />
szám) módszert alkalmaztuk (http://www.mtk.nyme.hu). A Coliform vizsgálat értékelését<br />
a szaporodást mutató csövek számának és higítási szintjének ismeretében végeztük.<br />
Hoskins-féle táblázat segítségével meghatároztuk a legvalószínőbb élı-csíraszámot.<br />
Az Escherichia coli meghatározásához szélesztéses módszert alkalmaztuk. Az<br />
Escherichia coli telepeinek azonosítása, a telepek fényes arany színüknek és, sima<br />
széleiknek köszönhetıen, jól elkülöníthetıek a táptalajon kifejlıdı más szervezetektıl.<br />
A kémiai vizsgálatokhoz a fermentlé mintát kétféleképpen készítettük elı. Készítettünk<br />
egy tízszeresére higított és szőrt mintát, illetve kénsavas roncsolatot. Egyes mérések<br />
esetében további higításokra volt szükség, ezeket a már kész higításból, illetve a<br />
mintából készítettük.<br />
A kémiai vizsgálatok során meghatároztuk a minta szárazanyag, valamint szerves<br />
anyag tartalmát, illetve a szerves szén tartalmát Tyurin módszerével. Meghatároztuk a<br />
fermentum pH-ját, só tartalmát. Kjeldahl módszerrel mértük az összes nitrogén tartalmat,<br />
desztillációval a vízoldható nitrogénformákat (BUZÁS, 1988; BUZÁS, 1993). A<br />
foszfor tartalmat SPEKOL 221 típusú spektrofotométerrel, a káliumot és nátriumot<br />
JENWAY PFP7 típusú lángfotométerrel, míg a kálciumot FLAMOM B automatikus<br />
lángfotométerrel határoztuk meg. Toxikus nehézfémek (réz, cink, vas, mangán, ólom,<br />
és kadmium) meghatározásához Perkin-Elmer 303 típusú AAS berendezést használtuk.<br />
A kapott eredményeket MS Excelben értékeltük.<br />
Ahhoz, hogy megismerjük, hogyan változik a kezelt talajban a fermentlével kijuttatott<br />
NO 3 -N, NH 4 -N mennyisége, a bekeverés után megmértük az említett ionok menynyiségét<br />
a frissen bekevert, illetve két hetes érlelési periódus után. A kontroll mellett<br />
négy különbözı kezelést állítottunk be háromszori ismétlésben. A kísérletekhez Gödöllırıl<br />
származó rozsdabarna erdıtalajt használtunk.<br />
A következı kezelések beállítására került sor háromszori ismétlésben:<br />
- Kontroll: 100g talaj – 13 ml desztillált víz<br />
- 1.kezelés: 100g talaj – 3,25 ml fermentlé+9,75 desztillált víz<br />
- 2.kezelés: 100g talaj – 6,50 ml fermentlé+6,50 desztillált víz<br />
- 3.kezelés: 100g talaj – 9,75 ml fermentlé+3,25 desztillált víz<br />
- 4.kezelés: 100g talaj – 13 ml fermentlé<br />
213
Gulyás – Füleky<br />
A talajból 1%-os KCl-el kivonatot készítettünk. A szőrlet NH 4 + és NO 3 - tartalmát a<br />
vízgızdesztillálós készülékkel határoztuk meg (1.táblázat).<br />
1. táblázat Fermentlével a talajba kevert oldott N mennyisége<br />
Kezelés NH 4 -N (mg/100g) NO 3 -N (mg/100g) NH 4 +NO 3 -N (mg/100g)<br />
0 0 0 0<br />
3,25 15,02 0,39 15,41<br />
6,5 30,03 0,78 30,81<br />
9,75 45,05 1,17 46,22<br />
13 60,06 1,56 61,62<br />
Az anyag növekedés gátló hatásának megvizsgálásához kerti zsázsát (Lepidium<br />
sativum) vetettünk egy lapos edénybe. A zsázsa ideális jelzınövény a komposztok,<br />
jelen esetben a fermentum, növényekre gyakorolt, növekedést gátló hatásának vizsgálatára,<br />
gyors növekedése és érzékenysége miatt.<br />
A gödöllıi talajból a következı kezeléseket állítottuk be háromszori ismétlésben:<br />
- Kontroll: 200g talaj – 26 ml desztillált víz<br />
- 1.kezelés: 200g talaj – 6,5 ml fermentlé+19,5 ml desztillált víz<br />
- 2.kezelés: 200g talaj – 13 ml fermentlé+13 ml desztillált víz<br />
- 3.kezelés: 200g talaj – 19,5 ml fermentlé+6,5 ml desztillált víz<br />
- 4.kezelés: 200g talaj – 26 ml fermentlé<br />
A zsázsa-teszt mellett frissen bekevert talajba vetettünk angolperjét (Lolium<br />
perenne), illetve14 napos érlelt talajon is megismételtük vetést. Minden alkalommal a<br />
zsázsánál megállapított kezelések kerültek beállításra három ismétlésben.<br />
A csíráztatás során nem tudtunk egyenlı feltételeket biztosítani a tesztnövények<br />
számára, mivel decemberben és januárban végeztük kísérleteinket. Természetes megvilágítást<br />
alkalmaztunk, a 22-28 °C hımérséklető helységben. A talajt a növények alatt<br />
folyamatosan nedvesen tartottuk.<br />
A zsázsa esetében a hatodik napon bontottuk a kísérletet. A levágott növények tömegét<br />
lemértük, és szobahımérsékleten megszárítottuk. A légszáraz növények tömeget<br />
ismételten lemértük.<br />
Angolperje esetében mindkét alkalommal a huszadik napon történt a növények levágása.<br />
A nyers és száraz tömegeken kívül feljegyeztük a növények fejlıdését százalékban<br />
kifejezve, növekedést cm-ben kifejezve, melyet fényképekkel is dokumentáltunk.<br />
Az eredményeket varianciaanalízis segítségével MS Excel-ben értékeltük<br />
Eredmények<br />
A Coliform vizsgálat értékelése a Hoskins táblázatnak megfelelıen mindhárom minta<br />
élı-csíraszáma 4,3*10 4 sejt/cm 3 .<br />
Az Escherichia coli kimutatására tett kísérlet eredménye a következıkben foglalhatóak<br />
össze. Escherichia coli csak a 3. mintából képzıdött (1.ábra). Coliformok és más<br />
baktériumok minden petricsészében kifejlıdtek.<br />
214
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
1. ábra Escherichia coli a 3.-as mintában<br />
A fermentlé fıleg oldott állapotban tartalmazza a tápelemeket, amiket így a növények<br />
könnyen fel tudnak venni a talajból. Az 50/2001. Korm. rendeletben a szennyvíziszapokra<br />
elıírt határértéket a vizsgált nehézfémek egyike sem haladta meg (2.táblázat).<br />
2. táblázat Fermentlé vizsgálati alapadatai<br />
Vizsgálat megnevezése<br />
Koncentráció<br />
vonatkoztatva<br />
Sza. tartalomra<br />
Határérték<br />
Szárazanyag % 1,14 100%<br />
Izzítási veszteség % 0,58 50,88%<br />
Só % 2,29<br />
pH(H 2 O) 8,13<br />
Összes C % 0,34 29,82%<br />
Oldat C % 0,28 24,56%<br />
Roncsolt-N mg ml -1 4,78 4192,9 mg kg -1<br />
Oldat NH 4 -N mg ml -1 4,619 4051,8 mg kg -1<br />
Oldat NO 3 -N mg ml -1 0,12 105,3 mg kg -1<br />
Oldat NH 4 +NO 3 -N mg ml -1 4,74 4157,8 mg kg -1<br />
Oldat P mg ml -1 0,07 61,4 mg kg -1<br />
Roncsolt -P mg ml -1 0,42 368,4 mg kg -1<br />
Oldat K mg ml -1 0,88 771,9 mg kg -1<br />
Roncsolt -K mg ml -1 0,89 780,7 mg kg -1<br />
Oldat Na mg ml -1 0,87 763,2 mg kg -1<br />
Roncsolt -Na mg ml -1 0,89 780,7 mg kg -1<br />
Oldat Ca mg ml -1 0,035 30,7 mg kg -1<br />
Roncsolt -Ca mg ml -1 0,093 81,6 mg kg -1<br />
Oldat Cu µg ml -1 2,7 236,8 mg kg -1 1000 mg kg -1<br />
Oldat Zn µg ml -1 0 0 2500 mg kg -1<br />
Oldat Fe µg ml -1 1,62 142,1 mg kg -1 -<br />
Oldat Mn µg ml -1 0 0 -<br />
Oldat Pb µg ml -1 6,4 561,4 mg kg -1 750 mg kg -1<br />
Oldat Cd µg ml -1 0,042 3,68 mg kg -1 10 mg kg -1<br />
A kezelések hatására lineárisan megnövekedett a talaj ammónium-N tartalma a<br />
kontrollhoz viszonyítva. A 14 napos érlelés utáni mérési eredmények az NH 4 -N tartalom<br />
szignifikáns csökkenését mutatják minden kezelés esetében (2.ábra).<br />
215
Gulyás – Füleky<br />
NH 4<br />
-N mg/100g<br />
friss<br />
érlelt<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
0 3,25 6,50 9,75 13,00 SzD(5%)<br />
kezelés ml/100g<br />
2. ábra Érlelés és kezelések hatása a talaj NH 4 -N tartalmára<br />
NO 3<br />
-N mg/100g<br />
friss<br />
érlelt<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
0 3,25 6,5 9,75 13 SzD(5%)<br />
kezelés ml/100g<br />
3. ábra Nitrát-ion változása a talajban a kezelések és az érlelés hatására<br />
A kezelésekkel talajba juttatott NO 3 -N mennyisége az NH 4 -N-hez képest nem jelentıs,<br />
azonban az érlelés hatására a mennyisége növekszik. Jelentısebb növekedést a 3.<br />
kezelés eredményezett (3.ábra).<br />
A kezelések hatását a zsázsa tesztnövényre a vetést követı 6 napos periódusban figyeltük<br />
meg. A csírázás kezdetét, a kelés egységességét, növények átlag magasságát<br />
stb. vizsgáltuk. Ezeket összevetve százalékos rendszerben értékeltük a kezelések eredményeit.<br />
Minden esetben a kontrollt 100%-nak tekintve.<br />
A növények a második napon csírázásnak indultak. Látható, hogy a nagy adagú kezelések<br />
hatására, késıbb csíráznak a magok, lassúbb a növekedés, a kontrollhoz és a<br />
kis adagú kezelésekhez képest. Az 1-es és 2-es kezelés hatására a növények pozitívan<br />
reagáltak a korai napokban (4.ábra). A harmadik nap után a növények szára közvetlenül<br />
a talaj fölött elvékonyodott, a növények megdıltek és száradásnak indultak. A<br />
kontrollnál és a kis adagú kezeléseknél a probléma egyformán jelentkezett, és fokozódott<br />
az aratásig. A nagy adagú kezelések depressziót okoztak a növények fejlıdésében.<br />
216
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
%<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Zsázsa fejlıdés<br />
1 2 3 4 5 6<br />
nap<br />
4. ábra Zsázsa fejlıdése a kezelések hatására<br />
Kontroll<br />
1.kezelé<br />
s<br />
2.kezelé<br />
s<br />
3.kezelé<br />
s<br />
4.kezelé<br />
s<br />
Megfigyeléseinket a gyökér fejlıdés vizsgálatával zártuk. A kis adagú kezelések<br />
nem okoztak depressziót a gyökerek fejlıdésében. A 4-es kezelés hatására pedig alig<br />
hálózták be gyökerek a talajt (5.-6.ábra).<br />
5.-6. ábra Kontroll és a 4. kezelés kezelés hatása a zsázsa gyökérfejlıdése<br />
A próba vetések alkalmával a frissen bekevert fermentum depressziót okozott a<br />
tesztnövényeknél, ezért kipróbáltuk, hogy más növény estében is megmutatkozik-e a<br />
gátló hatás, illetve 14 napig érlelt talajon is, okoz-e problémát az anyag.<br />
Angolperjénél is azt tapasztaltuk, mint a zsázsa esetében. A kis adagú kezelések korábban<br />
kifejtik kedvezı hatásukat, míg a nagy adagok kezdetben depressziót, fejlıdésben<br />
való elmaradást okoznak. A 20 napos tenyészidıszak végére a különbségek csökkentek.<br />
Érlelt talajon ugyanezt az eredményt kaptunk. A gyökérzetet megvizsgálva a legnagyobb<br />
adagú kezelés hatására csökevényes gyökérzett fejlıdött.<br />
217
Gulyás – Füleky<br />
%<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
Angolperje Fejlıdés<br />
5 6 7 8 9 13 14 15 napok<br />
kontroll<br />
1.<br />
kezelés<br />
2.<br />
kezelés<br />
3.<br />
kezelés<br />
4.<br />
kezelés<br />
Következtetések<br />
7. ábra Angolperje fejlıdése a kezelések hatására<br />
A melléktermék minden tekintetben megfelelt a jogszabályokban elıírtaknak. A kapott<br />
értékek megközelítıleg azonosak a szakirodalmi adatokkal.<br />
A talajvizsgálatból kiderült, hogy a talajhoz kevert fermentlé megnövelte annak oldott<br />
nitrogén tartalmát a kezeléseknek megfelelıen. Az ammónium-ion, levegızött<br />
talajon nitrifikáló baktériumok hatására átalakulási folyamaton ment keresztül, és nitrát-ionná<br />
alakult veszteségek nélkül.<br />
A kis adagú kezelések pozitív hatással voltak a növényekre, a nagy adagok depreszsziót,<br />
és csökevényes gyökérfejlıdést okoztak. Az eredmények alapján kijelenthetjük,<br />
hogy megfelelı mennyiségő fermentum adag a növényekre pozitív hatást gyakorol.<br />
IRODALOMJEGYZÉK<br />
BANIK, S., NANDI, R. (2004). Effect of supplementation of rice straw with biogas residual slurry<br />
manure on the yield, protein and mineral contents of oyster mushroom. Industrial Crops and<br />
Products, 20, 311-319.<br />
BUZÁS, I. (1988). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest,<br />
30-176<br />
BUZÁS, I. (1993). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 1. INDA 4231 Kiadó, Budapest,<br />
119-120<br />
CSATHÓ, P. (2002). Környezetkímélı növénytáplálás. Szent István Egyetem, Gödöllı, 181-188<br />
KOVÁCS, K. (2010). <strong>Magyar</strong> Biogáz Egyesület, Nyilvántartás.<br />
MAKÁDI, M., TOMÓCSIK, A., LENGYEL, J., MÁRTON, Á (2008b). Problems and successess of<br />
digestate utilization on crops. Proceedings of the Internationale Conference ORBIT 2008,<br />
Wageningen, 13-16 October, 2008. CD-ROM (ISBN 3-935974-19-1)<br />
QI, X., ZHANG, S., WANG, Y. & WANG, R. (2005). Advantages of the integrated pigbiogasvegetable<br />
greenhouse system in North China. Ecological Engineering, 24, 177-185.<br />
SOMOSNÉ, N. A., SZOLNOKY, T. (2009). A biogáz-üzemi kierjedt fermentlé hasznosítása. Agrokémia<br />
és Talajtan, 58 (2), 381-386.<br />
218
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
TOMÓCSIK, A., MAKÁDI, M., OROSZ, V., BOGDÁNYI, ZS. (2007a). Biogázüzemi fermentlé hatása a<br />
silókukorica (Zea mays l.) termésére és beltartalmi mutatóira. Elsı nemzetközi környezettudományi<br />
és vízgazdálkodási konferencia, Szarvas, 2007. október 18-20. TSF Tudományos<br />
Közlemények, 2007 (7) 1, 1. kötet, 163-168.<br />
VÁGÓ, I., MAKÁDI, M., KÁTAI, J., BALLÁNÉ KOVÁCS, A. (2008). A biogázgyártás melléktermékének<br />
hatása a talaj néhány kémiai tulajdonságára. Talajvédelem, Supplementum. <strong>Talajtani</strong><br />
Vándorgyőlés, Nyíregyháza, 555-560.<br />
http://www.mtk.nyme.hu/fileadmin/user_upload/elelmiszer/Mikro/segedanyag/Mikro_2hete<br />
nte/4.gyak_2hetente.pdf (megtekintve: 2010. április)<br />
219
220
SZERVES ANYAG MANIPULÁCIÓ HATÁSA A<br />
TALAJLÉGZÉSRE, NEDVESSÉGRE ÉS A Β-<br />
GLÜKOZIDÁZ ENZIM AKTIVITÁSRA ÖT- ÉS TÍZ<br />
ÉV UTÁN LOMBHULLATÓ CSERES-TÖLGYES<br />
ERDİBEN<br />
Kotroczó Zsolt 1 , Veres Zsuzsa 1 , Fekete István 2 , Krakomperger Zsolt 1 ,<br />
Vasenszki Tamás 1 , Tóth János Attila 1<br />
1 Debreceni Egyetem, Ökológiai Tanszék, Debrecen<br />
2 Nyíregyházi Fıiskola, Környezettudományi Intézet, Nyíregyháza<br />
e-mail: kotroczo.zsolt@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
Vizsgálataink során azt tanulmányoztuk, hogy a talajba jutó avarprodukció mennyiségének<br />
megváltoztatása a kezelések folyamatos fenntartása mellett, öt (2005) illetve tíz (2010) év elteltével<br />
hogyan hat a talaj szerves anyag tartalmára. Feltevésünk szerint 10 év elteltével a szerves<br />
anyag megvonás következtében a talaj biológiai aktivitás csökkenése, a növelés hatására a biológiai<br />
aktivitás emelkedése várható. A talaj pH értéke a szerves anyag megvonás hatására 10 év<br />
alatt a savas irányba tolódik el, míg a növelés hatására nem változik. Vizsgálatainkat a 2000-<br />
ben beállított tartós kísérleti parcelláinkon végeztük az adott évek tavaszi idıszakában. Az alapítás<br />
évében lényeges különbségeket nem tudtunk kimutatni az aktivitási értékekben. A késıbbi<br />
eredményeinkbıl megállapítottuk, hogy az avarmennyiség drasztikus csökkenése nagyobb<br />
mértékben befolyásolja a talajenzim aktivitását, és a talajlégzést, mint az avarprodukció természetes<br />
szintet meghaladó növelése. A talaj pH-ja a várakozásoknak megfelelıen alakult, az<br />
avarmegvonás savas irányba tolta el a pH értéket az évek elırehaladtával.<br />
Summary<br />
During our examinations, we studied the effects of modified litter production on the organic<br />
matter content of soil after 5 (2005) and 10 (2010) years, in case of continuous treatment. In our<br />
opinion, after 10 years, organic matter withdrawal should result in decreased biological activity<br />
of the soil, while under increasing organic matter content; biological activity should increase as<br />
well. Organic matter withdrawal acidifies the pH value of the soil, while increasing organic<br />
matter content does not change the pH value. Our examinations were carried out in spring periods,<br />
on the permanent experimental parcels which were established in 2000. In the year of its<br />
construction, we could not find significant differences among activity values. According to our<br />
later results (after 5 yrs and 10 yrs), the activity of soil enzymes and soil respiration are rather<br />
influenced by the drastically decreasing amount of leaf litter than increasing leaf litter production<br />
which has surpassed its natural level. pH values of the soil fulfilled our expectations, since<br />
leaf litter withdrawal lead to lower (more acidic) pH values in 5 and 10 yrs.<br />
Bevezetés<br />
RAICH és SCHLESINGER (1992) becslése szerint a lebomló avar (beleértve a gyökéranyagokat<br />
is) mintegy 70%-át adja a talajokból történı teljes szénkiáramlásnak, melynek mennyiségét<br />
évi 68 Gt-ra becsülték. A talajokban zajló kémiai és biológiai folyamatok befolyással<br />
vannak a globális klímaváltozásra az üvegházgázok koncentrációján keresztül. A talajba<br />
221
Kotroczó – Veres – Fekete – Krakomperger – Vasenszki – Tóth<br />
kerülı avar input minısége és mennyisége a különbözı ökoszisztémákban nagymértékben<br />
változik (SCHLESINGER, 1977; RAICH, NADELHOFFER, 1989). Az input - output folyamatokban<br />
szerepet játszanak a klimatikus faktorok (hımérséklet, víz), a talaj élılényei, amelyek<br />
együttesen hatnak a szerves anyag lebomlására és a tápanyagoknak a talajból történı<br />
abiotikus kioldódására (MCDOWELL, LIKENS, 1988; QUALLS et al., 1991).<br />
A szénciklusba bekerülı szén-dioxid jelentıs része az élıvilág légzésébıl, a kızetek<br />
mállásából, valamint a vulkáni tevékenységbıl származik, míg az antropogén eredető<br />
ipari tevékenység 5-15%-ban felelıs a légkörbe jutó CO 2 mennyiségért. Ez utóbbi érték<br />
csak látszólag csekély, hiszen a természetes folyamatok révén képzıdı gázokkal szemben<br />
ez plusz mennyiségként jelentkezik a légkörben (ZÁGONI, 2006). Bár a CO 2 növekmény<br />
a kutatók többsége szerint elsıdlegesen a fosszilis tüzelıanyagok elégetése miatt<br />
került a légkörbe, ám egy tekintélyes hányada a talajok szerves anyag szintjének csökkenése<br />
révén, melyet az erdıségek kivágása és a szőzföldek szántóföldi mővelésbe vonása,<br />
beépítése idézett elı (WILD, 1988). BURINGH (1984) szerint a talajok szerves anyag tartalma<br />
napjainkban csupán kb. 75%-a a földmővelés elterjedése elıtti idıszakénak.<br />
TÓTH et al. (2007) a globális felmelegedés hatással lesz a talaj szerves anyagainak<br />
bomlására, és ezen keresztül a bioszféra globális szén körforgalmára is. Több kutató is<br />
feltételezi, hogy a hımérséklet növekedése erısebben indukálja a lebontó, mint a felépítı<br />
folyamatokat (JENKINSON et al., 1991; KIRSCHBAUM, 1995). Ezért megindulhat a CO 2<br />
talajokból történı fokozott kiáramlása, ami –pozitív visszacsatolásként– a légköri CO 2 -<br />
szint további növekedését okozhatja (KAYE, HART, 1998; COX et al., 2000; VARGA et<br />
al., 2008). SULZMAN et al. (2005) egy idıs duglászfenyı (Pseudotsuga menziesii) erdıben<br />
(USA, OR - H. J. Andrews) végzett vizsgálataik alapján úgy vélik, hogy a növekvı<br />
avarinput hatására (ha annak magas a C/N aránya) a talajban lévı szerves anyagok bontása<br />
gyorsul, tehát az avarprodukció növekedése révén inkább növekszik a légkörbe jutó<br />
CO 2 mennyisége (NORBY et al., 2002), mint a talajban raktározódó szénkészlet. A talajlégzés<br />
növekedése csakúgy, mint az avarprodukció csökkenés a talaj szerves anyagainak<br />
csökkenését eredményezheti, ami a termıhely leromlásához vezet.<br />
A makro- és mikroklimatikus, valamint a szezonális változások erısen befolyásolják<br />
a talajhımérséklet, a talajlégzés és a talajnedvesség értékeit, melyek bizonyítottan<br />
hatással vannak a mikrobiális folyamatokra, így az enzimaktivitásra is (ANDERSON et<br />
al., 2004; FREEMAN et al., 2001, BOERNER et al., 2005). Számos vizsgálat szerint a<br />
talajok enzimaktivitása és a tápanyagok mineralizációja között is szoros kapcsolat van,<br />
amit az is mutat, hogy az adott tápanyagok szervetlen formáinak felhalmozódása csökkentheti<br />
az elıállításukat segítı enzimek aktivitását (DICK, 1994; GREGORICH et al.,<br />
1994) Ez arra utal, hogy az akkumulációs termékek szükségletet meghaladó mértéke az<br />
enzimaktivitás kompetitív inhibíciójához vezethet. A folyamat hátterében a vizsgálatok<br />
szerint egy repressziós mechanizmus áll, mely az egyszerő (tápelemként szolgáló)<br />
szervetlen vegyületek felhalmozódásával blokkolja az érintett enzimek szintézisét, míg<br />
ezek hiányában a lebontandó szerves molekulák felhalmozódásával a lebontásáért felelıs<br />
enzimek szintézisét gerjeszti (CHROST, 1991).<br />
Anyag és módszer<br />
A terület bemutatása<br />
A Síkfıkút Project kutatóterületet 1972-ben alapították egy hazai klímazonális cserestölgyes<br />
(Quercetum petraeae-cerris) hosszú-távú ökológiai kutatására (JAKUCS, 1973).<br />
A 27 hektáros modellterület az Északi-középhegységben, Egertıl 6 km-re található.<br />
222
Szerves anyag manipuláció hatása a talajlégzésre, nedvességre és a β-glükozidáz ...<br />
Földrajzi koordinátái: északi szélesség 47°55’; keleti hosszúság 20°46’, a tengerszint<br />
feletti magasság 320-340 m. Mivel a területen erdımővelés évtizedek óta nem folyik,<br />
ma már az erdıt természet közelinek tekinthetjük. A Síkfıkút Project 1995-tıl a magyarországi<br />
LTER (Long Term Ecolgical Research) és az ILTER (International Long<br />
Term Ecological Research) hálózat tagja (KOVÁCS-LÁNG et al., 2000).<br />
A kísérleti parcellák létesítése és fenntartása<br />
A síkfıkúti cseres tölgyesben a tartós kísérleti parcellák kialakítását az USA DIRT Projectben<br />
alkalmazott módszerek szerint végeztük (NADELHOFFER et al. 2004; NEILSON et<br />
al. 1963). Az avarmanipulációs szabadföldi kísérletben 6-féle kezelést alkalmaztuk:<br />
Kontroll (K), Nincs Avar (NA), Dupla Avar (DA), Dupla Fa (DF), Nincs Gyökér<br />
(NGY), Nincs Input (NI) háromszoros ismétlésben (KOTROCZÓ et. al. 2008). Összesen<br />
18 db 7×7 m-es kísérleti parcellát állítottunk be. A parcellák létesítése 2000 novemberében<br />
történt. A Nincs Gyökér illetve a Nincs Input kezelések esetében a parcellákat 1 m<br />
mélyen körbeárkoltuk. A kiásott árokba gyökérálló, nagysőrőségő polietilén fóliát helyeztünk,<br />
a gyökerek kívülrıl történı benövésének megakadályozására. Ezeknél a parcelláknál,<br />
a gyökerek növekedésének megakadályozására a cserjeszintet is teljesen eltávolítottuk,<br />
valamint a folyamatosan megjelenı, növényzetet is rendszeresen eltávolítjuk.<br />
Mivel a talaj legfelsı, 50 cm-es rétegében a legnagyobb a mikrobiális aktivitás, és a talajminta-vételek<br />
is innét történnek, az 1 m-nél mélyebben található gyökereket nem tekintjük<br />
befolyásoló tényezınek.<br />
Kezelés<br />
Kontroll (K)<br />
Nincs Avar (NA)<br />
Dupla Avar (DA)<br />
Dupla Fa (DF)<br />
Nincs Gyökér (NGY)<br />
Nincs Input (NI)<br />
2. táblázat A DIRT Projectben alkalmazott kezelések<br />
Leírás<br />
Normál avar input<br />
A talaj feletti avar inputot folyamatosan eltávolítjuk<br />
a parcelláról. Az avar eltávolítása gereblyézéssel<br />
történik.<br />
A talaj feletti avart megduplázzuk annak az avarnak<br />
a felhasználásával, amelyet a Nincs Avar<br />
parcellákról távolítottunk el.<br />
A talajfeletti fa inputot széttört fadarabok hozzáadásával<br />
megduplázzuk.<br />
A gyökerek növekedését kizárjuk a parcellából.<br />
A föld feletti avar inputot kizárjuk, mint a Nincs<br />
Avar kezelés esetében, ill. a földalatti gyökéravart<br />
kizárjuk, mint a Nincs Gyökér parcellák esetében.<br />
A parcellák karbantartását rendszeresen végezzük. Évente körülbelül 160 kg levélavart<br />
viszünk át a NA parcellákról a DA parcellákra, ugyanakkor a DF parcellák avarához<br />
17 kg faavart adunk (JAKUCS, 1973). A NGY és a NI kezeléső parcellákról a<br />
növényzetet herbicides kezeléssel rendszeresen eltávolítjuk.<br />
Vizsgálati módszerek<br />
A β-glükozidáz enzim aktivitás mérés módszere egy szintetikus szubsztrát, a p-<br />
nitrofenil-β-glükopiranozid (pNP-β-G) enzimatikus hidrolízisekor felszabadu-ló p-<br />
nitrofenol meghatározásán alapul. A talajban lévı β-glükozidáz hatására a p-nitrofenil-<br />
223
Kotroczó – Veres – Fekete – Krakomperger – Vasenszki – Tóth<br />
β-glükopiranozidból színtelen p-nitrofenol képzıdik. Tris hozzáadására a reakció leáll,<br />
a pH lúgossá válik, a képzıdött színtelen pNP átalakul sárga színő fenoláttá. Ennek<br />
színintenzitása arányos a talaj β-glükozidáz aktivitásával.<br />
A talajnedvesség méréseket TDR 300 (Time Domain Reflectometer) mőszerrel végeztük.<br />
A nedvességet a mőszer térfogatszázalékban méri. Parcellánként két-két mérést végeztünk,<br />
melyek eredményeit átlagoltuk, majd a további számításokhoz ezeket használtuk.<br />
A talajlégzés mérésére a nátronmész (SL=Soda Lime) módszert (RAICH et al.,<br />
1990) alkalmaztuk. A vizsgálatokat havonta végeztük el, parcellánként 2-2 mérést, így<br />
kezelésenként összesen 6 mérést alkalmanként.<br />
A talaj pH-ját vizes szuszpenzióból mértük. Testo 206 típusú digitális pH-mérıt<br />
használtunk.<br />
Alkalmazott statisztikai módszerek<br />
Az eredmények értékeléséhez varianciaanalízist használtunk (ANOVA). Szignifikancia<br />
szintként az 5 %-ot választottuk (p=0,05), tehát az egyes idıpontokban, a parcellák<br />
eredményeinek az átlaga akkor egyezik meg egymással, ha a variancia analízissel kapott<br />
p-érték nagyobb vagy egyenlı, mint 0,05. A talaj enzim aktivitása és a talajlégzés<br />
közötti kapcsolat vizsgálatához korrelációanalízist alkalmaztunk, mellyel megállapítható,<br />
hogy két változó között van-e szignifikáns kapcsolat (PRÉCSÉNYI, 2000).<br />
Eredmények és értékelésük<br />
A parcellák létrehozása utáni idıszakban a különbözı kezelések CO 2 kibocsátásában<br />
lényeges különbségeket nem tapasztaltunk (p=0,886). Ezt azzal magyarázzuk, hogy a<br />
parcellák kialakításakor a kezelések hatása még nem érvényesült. 5 év elteltével szignifikáns<br />
különbség mutatkozik a kezelések között (p=0,012). A NA parcellán (22,348<br />
mgC/m 2 /h) a talaj CO 2 kibocsátása szignifikánsan alacsonyabb volt a K-hoz képest<br />
(29,832 mgC/m 2 /h). A megnövelt avarmennyiség hatása azonban még nem mutatta a<br />
várt eredményt a DA (28,963 mgC/m 2 /h) kezelésen. 10 év után a NA parcella CO 2<br />
kibocsátása a K-hoz képest tovább csökkent, ezt annak tulajdonítjuk, hogy az avarmegvonás<br />
hatására a talajban lévı szerves anyag mennyisége a folyamatos utánpótlás<br />
hiánya miatt lecsökkent, a csökkenı szerves anyag bevitel következtében a talaj mikroorganizmus<br />
közösségei alkalmazkodnak a korlátozott forrásokhoz, anyagcsere aktivitásuk<br />
kevésbé intenzívvé válik, és ezáltal csökken a talaj CO 2 kibocsátása. A DA kezelésnél<br />
a várakozásainkkal ellentétben, nem növekedett szignifikánsan a talaj<br />
mikrobiális aktivitása, vagyis a CO 2 -kibocsátása (p=0,075). YANO et al. (2005) szerint<br />
az avar manipuláció valamint a szerves anyag készletben és -dinamikában bekövetkezı<br />
változások megjelenése között egy bizonyos idınek el kell telnie, ami a terület jellemzıitıl<br />
függ (lebontás sebessége, talajszemcsék megkötı képessége). Kezdetben magasabb<br />
CO 2 kibocsátás volt az avarmegvonásos parcellákon azok kialakítása után, ugyanis<br />
a talajban maradt növényi gyökér maradványok bomlásuk során könnyen hozzáférhetı,<br />
jól hasznosítható tápanyagforrásként szolgáltak a mikroorganizmusoknak<br />
SCHAEFER et al. (2009) vizsgálataihoz hasonlóan. Ugyanakkor SULZMAN et al. (2005)<br />
arról számolt be, hogy a körülárkolás után nem sokkal a gyökérzóna mikroorganizmusai<br />
elpusztulnak, ha nincs elegendı tápanyagforrásuk. A kezelés hatására az avar a talaj<br />
A’ 00 szintjében felhalmozódik, a mikroorganizmusok aktivitása ennek a felhalmozódásnak<br />
az ütemét nem követi azonnal, ezért az avarmegvonással ellentétben a többlet<br />
szerves anyag hatása nem érvényesült a tavaszi vizsgálatok idején (1. ábra).<br />
224
Szerves anyag manipuláció hatása a talajlégzésre, nedvességre és a β-glükozidáz ...<br />
Talajlégzés<br />
CO2 (mgC m 2 /h)<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
K DA NA<br />
1. ábra A talaj szén-dioxid kibocsátása a fenti évek tavaszi mérései alapján<br />
(kezelésenként 6-6 minta átlaga)<br />
A β-glükozidáz esetén (2. ábra) a tavaszi aktivitások emelkednek, mivel ekkor indul<br />
be az elızı évi avar lebontása és elkezd emelkedni a hımérséklet. Az általunk alkalmazott<br />
kísérleti körülmények között nem a hımérséklet játssza a fı szerepet az enzimaktivitás<br />
kialakításában (hasonló eredményt kapott FEKETE et al. (közlésre küldött) is arilszulfatáz<br />
és szacharáz esetében), ugyanakkor a talajnedvességgel sem tudtunk kimutatni<br />
szignifikáns kapcsolatot. A ß-glükozidáz enzim aktivitása (2. ábra) a parcellák kialakítását<br />
követıen, 5 és 10 év elteltével is hasonlóan alakult a talajlégzésnél tapasztalt tendenciához.<br />
A két mért változó (ß-glükozidáz enzim és talajlégzés) között a korreláció analízis<br />
eredményeként szignifikáns kapcsolat nem mutatható ki (p>0,050, R=0,213).<br />
ß-glükozidáz enzimaktivitás<br />
2002<br />
2005<br />
2010<br />
ß-glükozidáz enzim aktivitás<br />
(umol/g/h)<br />
2,50<br />
2,00<br />
1,50<br />
1,00<br />
0,50<br />
0,00<br />
K DA NA<br />
2. ábra A talaj ß-glükozidáz enzim aktivitása a fenti évek tavaszi mérései alapján<br />
(kezelésenként 6-6 minta átlaga)<br />
Azonban a 2010. évi tavaszi extrém magas csapadék (magas talajnedvesség) és a ß-<br />
glükozidáz enzim aktivitás között szignifikáns kapcsolat (p=0,0433, R=0,392) van.<br />
Ezek az eredmények megegyeznek FEKETE et al. (2007) és FEKETE et al. (közlésre<br />
küldött) munkájával, akik szintén megállapították, hogy a magasabb talajnedvesség<br />
pozitív hatást gyakorol bizonyos talajenzimek aktivitására.<br />
Kezdetben (p=0,642) és 2005-ben (p=0,552) sem volt jelentıs különbség a vizsgált<br />
kezelések pH értékeiben. 2010-ben a K-hoz képest (pH=6,32) a NA (pH = 5,41) kezelés<br />
pH-ja savasabb irányba tolódott el (3. ábra). A csökkenı avarbevitel a talaj pH-ját csökkentette.<br />
Ez azzal magyarázható, hogy az avarbomlás során keletkezı savas intermediereket,<br />
humuszanyagokat, a csökkenı avar input csökkenı bázikus kation tartalma nem<br />
tudja kellıen pufferelni. A nagyobb avarbevitellel járó nagyobb bázikus kation tartalom<br />
kioldódásnak, nagyobb puffer kapacitásának köszönhetıen azt vártuk volna, hogy a DA<br />
parcellán a K-hoz képest a pH bázikusabb lesz. Ezzel szemben a DA kezelésnél<br />
(pH=6,41) a talaj pH-ja a K-hoz hasonlóan alakult (3. ábra).<br />
2002<br />
2005<br />
2010<br />
225
Kotroczó – Veres – Fekete – Krakomperger – Vasenszki – Tóth<br />
pH<br />
pH (H2O)<br />
7,00<br />
6,00<br />
5,00<br />
4,00<br />
3,00<br />
2,00<br />
1,00<br />
0,00<br />
K DA NA<br />
3. ábra. A talaj pH értékei a fenti évek tavaszi mérései alapján<br />
(kezelésenként 6-6 minta átlaga)<br />
A kezelésektıl függetlenül évenként közel azonos talajnedvesség értékeket mértünk.<br />
A DA és a NA parcellák talajának nedvességtartalma nem különbözött lényegesen<br />
a K-tól (4. ábra).<br />
A kezelések közötti hasonló talajnedvesség értékek a vegetációs periódus kezdetére<br />
jellemzıen, a hóolvadásból és a sok csapadékból adódnak. A talajnedvesség és a CO2-<br />
kibocsátás közötti összefüggéssel számos irodalomban foglalkoznak, az eredmények<br />
azonban eltérıek. Síkfıkúton kezelésenként nézve a talaj nedvességtartalma és a talajlégzés<br />
között azonban nem találtunk szignifikáns kapcsolatot. Az erdıben az éves csapadékmennyiség<br />
a sokévi átlagnak megfelelıen alakult, és több irodalom is azt erısíti meg,<br />
hogy a talajnedvesség csak extrém esetekben gyakorol hatást a talajlégzésre.<br />
Talajnedvesség<br />
2003<br />
2005<br />
2010<br />
226<br />
Talajnedvesség (v/v%)<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
K DA NA<br />
4. ábra A talaj nedvességtartalma a fenti évek tavaszi mérései alapján<br />
(kezelésenként 6-6 minta átlaga)<br />
SULZMAN et al. (2005) vizsgálataik során a talajlégzés és a talajnedvesség között<br />
szintén nem találtak szignifikáns kapcsolatot kivéve, ha a víztartalom extrém (a biológiai<br />
aktivitás vagy a fizikai diffúzió limitált). BOWDEN et al. (1998) szintén azt tapasztalta<br />
laboratóriumban inkubált erdei talajok esetében, hogy alacsonyabb a CO 2 kibocsátás,<br />
ha túl magas vagy túl alacsony a nedvességtartalom.<br />
Az általunk vizsgált területen a megnövelt föld feletti szerves anyag produkció a várakozásainkkal<br />
ellentétben nem eredményezte a CO 2 kiáramlás fokozódását. Ezzel<br />
ellentétben a szerves anyag megvonás (csökkenı avarinput) a teljes talajlégzés csökkenését<br />
okozta. Irodalmi adatok alapján a heterotróf légzésbıl származó CO 2 kibocsátásnövekedés<br />
ugyan okozhat pozitív visszacsatolást a klímaváltozásra a talajban található<br />
szén meglehetısen hosszú tartózkodási ideje miatt, azonban ha az abiotikus faktorok<br />
(legfıképp a talajnedvesség) nem változnak extrém határok között, akkor nincs jelentıs<br />
befolyásoló hatásuk a talajlégzés intenzitására.<br />
2002<br />
2005<br />
2010
Szerves anyag manipuláció hatása a talajlégzésre, nedvességre és a β-glükozidáz ...<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Köszönetünket fejezzük ki Koncz Csabáné (Muci) laboránsnak, Kovács Zsófia Eszter<br />
és Koncz Gábor Ph.D hallgatóknak a terepi vizsgálatok és a laboratóriumi mérések<br />
során végzett nélkülözhetetlen munkájáért. Továbbá köszönet a NYF Tudományos<br />
Bizottságnak a 2010. évi pályázati támogatásáért.<br />
Irodalom<br />
ANDERSON, M., KJØLLER, A., STRUWE, S. (2004). Microbial enzyme activities in leaf litter,<br />
humus and mineral soil layers of European forests. Soil Biology & Biochemistry, 36, 1527-<br />
1537.<br />
BOERNER, R.E.J., BRINKMAN, J.A., SMITH, A. (2005). Seasonal variations in enzyme activity<br />
and organic carbon in soil of burned and unburned hardwood forest. Soil Biology &<br />
Biochemistry, 37, 1419-1426.<br />
BOWDEN, R.D., NEWKIRK, K.M., RULLO, G. (1998). Carbon dioxide and methane fluxes by a<br />
forest soil under laboratory-controlled moisture and temperature conditions. Soil Biol.<br />
Biochem, 30, 1591-1597.<br />
BURINGH, P. (1984). In WOODFELL, G.M. ed.), The Role of Terrestrial Vegetation in the<br />
Global Carbon Cycle, Scope Wiley, New York ,23, 91.<br />
COX, P. M., BETTS, R. A., JONES, C. D., SPALL, S. A., TOTTERDELL, I. J. (2000). Acceleration of<br />
global warming due to carbon-cycle feedbacks in a coupled climate model. Nature, 408,<br />
750.<br />
DICK, R. P. (1994). Soil enzyme activities as indicators of soil quality. In DORAN J. W.,<br />
COLEMAN D. C., BEZDICEK D. F., STEWART B. A. (eds.) Defining Soil Quality for a<br />
Sustainable Environment. Soil Science Society of America, Madison, 107-124.<br />
FEKETE, I., VARGA, CS., KOTROCZÓ, ZS., TÓTH, J.A., VÁRBIRÓ, G. The relation between various<br />
detritus inputs and soil enzyme activities in a Central European deciduous forest. Geoderma<br />
(in press)<br />
FEKETE, I., VARGA, CS., KOTROCZÓ, ZS., KRAKOMPERGER, ZS., TÓTH, J. A., (2007). The effect<br />
of temperature and moisture on enzyme activity in Síkfıkút Site. Cereal Research<br />
Communications, 35, 381-385.<br />
FREEMAN, C., OSTLE, N., KANG, H. (2001). An enzymic ‘latch’ on a global carbon store – A<br />
shortage of oxygen locks up carbon in peatlands by restraining a single enzyme. Nature, 409,<br />
149.<br />
GREGORICH, E. G., CARTER, M. R., ANGERS, D. A., MONREAL, C. M., ELLERT, B. H. (1994).<br />
Towards a minimum data set to assess soil organic matter quality in agricultural soils. Can. J. Soil<br />
Sci., 74, 367-385.<br />
JAKUCS, P. (1973). „Síkfıkút Project”. Egy tölgyes ökoszisztéma környezetbiológiai kutatása a<br />
bioszféra-program keretén belül. MTA Biol. Oszt. Közl., 16, 11-25.<br />
JENKINSON, D. S., ADAMS, D. E., WILD, A. (1991). Model estimates of CO 2 emissions from soil<br />
in response to global warming. Nature, 351, 304-306.<br />
KAYE, J.P., HART, S.C. (1998). Restoration and canopy-type effects soil respiration in a<br />
Ponderosa Pine – Bunchgrass ecosystem. Soil Science Society Am. J., 62, 1062-1072.<br />
KIRSCHBAUM, M. U. F. (1995). The temperature dependence of soil organic matter<br />
decomposition, and the effect of global warming on soil organic C storage. Soil Biol.<br />
Biochem., 27, 753-760.<br />
KOTROCZÓ, ZS., FEKETE, I., TÓTH, J. A., TÓTHMÉRÉSZ, B. (2008). Effect of leaf- and root-litter<br />
manipulation for carbon-dioxide efflux in forest soil. Cereal Research Communications, 36, 663-<br />
666.<br />
KOVÁCS-LÁNG, E., HERODEK, S., TÓTH, J. A. (2000). Long Term Ecological Research in Hungary.<br />
In The International Long Term Ecological Research Network. Perspectives from Participating<br />
Networks. Compiled by the US LTER Network Office Albuquerque New Mexico, 38-40.<br />
227
Kotroczó – Veres – Fekete – Krakomperger – Vasenszki – Tóth<br />
MCDOWELL, W. H., LIKENS, G. E. (1988). Origin, composition, and flux of dissolved organic<br />
carbon in the Hubbard Brook valley. Ecological Monographs, 58, 177-195.<br />
NADELHOFFER, K., BOONE, R., BOWDEN, R. D., CANARY, J., KAYE, J., MICKS, P., RICCA, A.,<br />
MCDOWELL, W., AITKENHEAD, J. (2004). The DIRT experiment. In FOSTER, D. R., ABER,<br />
D. J. (eds.) Forests in Time. Yale Univ. Press, Michigan.<br />
NEILSON, G.A., HOLE, F.D., (1963). A study of the natural processes of incorporation of organic<br />
matter into soil in the University of Wisconsin Arboretum. Wisconsin Academic Review,<br />
52, 231-227.<br />
NORBY, R. J., HANSON, P. J., O’NEILL, E. G., TSCHAPLINSKI, T. J., WELTRIN, J. F., HANSEN, R.<br />
A., CHENG, W. (2002). Net primary productivity of a CO 2 eNGYiched deciduous forest and<br />
the implications for carbon storage. Ecol Appl., 12, 1261-1266.<br />
PRÉCSÉNYI, I., BARTA, Z., KARSAI, I., SZÉKELY, T. (2000). Alapvetı kutatástervezési, statisztikai<br />
és projektértékelési módszerek a szupraindividuális biológiában. Debreceni Egyetem<br />
Kossuth Egyetemi Kiadója, Debrecen.<br />
QUALLS, R.G., HAINES, B.L.,. SWANK, W.T (1991). Fluxes of dissolved organic nutrients and<br />
humic substances in a deciduous forest. Ecology, 72, 254-266.<br />
RAICH, J. W., SCHLESINGER, W. H. (1992). The global carbon dioxid flux in soil respiration and<br />
its relationship to vegetation and climate. Tellus, 44B, 81-99.<br />
RAICH, J. W., NADELHOFFER, K. J. (1989). Belowground carbon allocation in forest ecosystems:<br />
Global trends. Ecology, 70, 1346-1354.<br />
RAICH, J. W., BOWDEN, R. D., STEUDLER, P. A. (1990). Comparison of two static chamber<br />
techniques for determining carbon dioxide eflux from forest soils. Soil Science Society of<br />
America Journal, 54, 1754-1757.<br />
SCHAEFER, D. A., FENG, W., ZOU, X. (2009), Plant carbon inputs and environmental factors<br />
strongly affect soil respiration in a subtropical forest of southwestern China. Soil Biology &<br />
Biochemistry, 41, 1000-1007.<br />
SCHLESINGER, W. H. (1977). Carbon balance in terrestrial detritus. Annual Review of Ecology<br />
and Systematics, 8, 51-81.<br />
SULZMAN, E. W., BRANT, J. B., BOWDEN, R. D., LAJTHA, K. (2005). Contribution of<br />
aboveground litter, belowground litter, and rhizosphere respiration to total soil CO 2 efflux in<br />
an old growth coniferous forest. Biogeochemistry, 73, 231-256.<br />
TÓTH, J. A., LAJTHA, K., KOTROCZÓ, ZS., KRAKOMPERGER, ZS., CALDWEL, B., BOWDEN, R. D.,<br />
PAPP, M. (2007). The effect of climate change on soil organic matter decomposition. Acta<br />
Silvatica et Ligniaria Hungarica, 3, 75-85.<br />
VARGA, CS., FEKETE, I., KOTROCZÓ, ZS., KRAKOMPERGER, ZS., VINCZE GY. (2008). The Effect<br />
of litter on soil organic matter (SOM) turnover in Síkfıkút site. Cereal Research<br />
Communications, 36, 547-550.<br />
WILD, A. (1988). Russell’s Soil Conditions and Plant Growth (ed. A. Wild) 11. edition, Longam<br />
Group UK , Wiley, New York , 588-589.<br />
YANO, Y., LAJTHA, K., SOLLINS, P., CALDWELL, B. A. (2005). Chemistry and dynamics of<br />
dissolved organic matter in a temperate coniferous forest on Andic soils: effect of litter<br />
quality. Ecosystems, 8, 286-300.<br />
ZÁGONI, M. (2006). Üvegházhatás és globális felmelegedés. Ezredforduló, Stratégiai tanulmányok<br />
a <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémián, 2, 12-15 In Glatz F.(szerk.) História 2006, 5.<br />
228
MŐTRÁGYÁZÁS ÉS MELIORATÍV MESZEZÉS<br />
HATÁSA EGY CSERNOZJOM TALAJ<br />
SZERVESANYAG-FRAKCIÓINAK<br />
MENNYISÉGÉRE<br />
İri Nóra 1 , Füleky György 2 , Zsigrai György 1 , Kovács Györgyi 1<br />
1 Debreceni Egyetem AGTC KIT Karcagi Kutató Intézet, Debrecen<br />
2<br />
Szent István Egyetem MKK <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: fuleky.gyorgy@mkk.szie.hu<br />
Összefoglalás<br />
A karcagi OMTK kísérletben a mőtrágyázás és a melioratív meszezés hatását vizsgáltuk a talaj<br />
szervesanyagainak mennyiségére és minıségére. Meghatároztuk a különbözı oldékonyságú és<br />
stabilitású szervesanyag frakciók C-tartalmát, valamint fényelnyelését az UV-VIS tartományban.<br />
A forróvíz-oldható szerves anyagok esetében jelentıs különbség mutatkozott a meszezett<br />
és meszezetlen parcellák között. A meszezett talajoknál lényegesen nagyobb szerves C-<br />
tartalmat mértünk, és pozitív összefüggést találtunk a mőtrágyadózisok nagysága, valamint a<br />
talaj szerves C-tartalmának mennyisége között. A meszezetlen talajok forróvíz-oldható C-<br />
tartalma kicsi volt, és nem mutatott változást a mőtrágyázás hatására. A meszezett talajok humusz<br />
stabilitási száma 465 nm-nél 1 nagyságrenddel nagyobb volt, mint a meszezetlen talajoké.<br />
A meszezett talajokon a növekvı adagú mőtrágyázás a nagyobb molekulatömegő humuszanyagok<br />
arányának csökkenéséhez vezetett. Ez a tendencia a meszezetlen talajok esetében nem volt<br />
kimutatható<br />
Summary<br />
The effect of fertilization and meliorativ liming on the quality and quantity of the soil organic<br />
matter was examined in the NULTFE experiment at Karcag. We determined the organic C-<br />
content of the fractions with different solubility and stability, and also their extinction. in the<br />
UV-VIS range. Examining the hot water soluble organic matters we found a significant difference<br />
between the limed and non-limed parcels. In case of limed soils we measured an increased<br />
organic C-content and we found a positive correlation between the amount of fertilizer doses<br />
and the value of organic C-content of the soil. The hot water soluble organic C-content of the<br />
non-limed soils was low and did not show any variation under fertilization. Limed soils had a<br />
humus stability number at 465 nm 1 order of magnitude greater than non-limed soils. Increased<br />
fertilization on limed soils led to a decreased ratio of humic matters with greater molecular<br />
weight. Such tendency couldn’t be detected in case of non-limed soils.<br />
Bevezetés<br />
Több, a termékenység szempontjából is fontos talajtulajdonságot a talaj<br />
szervesanyagainak összetétele határoz meg. A szervesanyagok ezen túlmenıen igen<br />
fontos szerepet játszanak a szén globális körfogalmában is. Az e folyamatban aktívan<br />
résztvevı szerves szén mennyiségének mintegy 81%-a a talajokban tárolódik. A talajok<br />
széntartalma függ az adott hely éghajlati, hidrológiai és biológiai adottságaitól, a<br />
talaj szerkezetétıl, és a talajhasználat, valamint a mővelési mód is jelentısen befolyásolja<br />
annak mennyiségét és anyagi összetételét. A talajok szénkészlete különbözı sta-<br />
229
İri – Füleky – Zsigrai – Kovács<br />
bilitású frakciókra oszthatóak, melyeket legtöbbször eltérı oldékonyságuk alapján<br />
osztályoznak. E szerves molekulák oldékonyságát elsısorban az agyagásványok felületén<br />
történı megkötıdésük és a többértékő kationokkal való kölcsönhatásuk határozza<br />
meg. A többértékő kationok nagymértékben lecsökkentik a szervesanyagok<br />
oldékonyságát, így az ásványokhoz kötött molekulák ellenállnak a mikrobiális lebontásnak,<br />
ezáltal jóval stabilabbak, mint a vízoldható frakciók (KAISER, ELLERBROCK,<br />
2005). A könnyen mineralizálódó frakció mennyisége közvetlenül utal a talaj termékenységére.<br />
Könnyen bomló anyagként energiával látja el a talaj mikroszervezeteit,<br />
tápanyagokat szolgáltat a növények számára, így a talaj termékenységének egyik fontos<br />
meghatározója. Mivel a tenyészidıszak alatt lebomlik, és újra felépül, aktív szerves<br />
anyagnak is nevezik. Elırejelzi a talaj szerves anyagának változását (BANKÓ et al.,<br />
2007) is.<br />
A korábbi vizsgálatok igazolták, hogy a mőtrágyázás nem csak a szerves szén<br />
mennyiségét, de a szervesanyagok minıségi összetételét is befolyásolják (DEBRECZENI,<br />
GYİRI, 1997; MICHÉLI et al., 1995; ZSIGRAI et al., 2007).<br />
A humuszanyagok extrakciós, és spektrofotometriás vizsgálata hazánkban elsısorban<br />
Hargitai módszereivel történik. A módszer szerint a NaOH-os kivonatban elsısorban<br />
a nyers, savanyú kedvezıtlenebb humuszfrakciók, a NaF-os kivonatban pedig a jó<br />
minıségő, Ca-hoz kötött humuszanyagok oldódnak (HARGITAI, 1957). E két frakció<br />
adott hullámhosszon mért extinkciójának aránya a Q stabilitási szám, melynek nagysága<br />
jellemzı a talajból kioldható humuszanyagok minıségére (NÉMETH, 1996).<br />
A lebontható szervesanyag frakció mennyiségi kimutatásának legegyszerőbb módszere<br />
a forróvíz-oldható szerves szén (Hot Water Carbon – HWC) mennyiségének<br />
meghatározása. (DEBRECZENI, GYİRI, 1997).<br />
A kutatómunkánk során elkülönítettük a különbözı oldékonyságú szervesanyag<br />
frakciókat és megvizsgáltuk a fényelnyelésüket az UV-B tartományban, valamint meghatároztuk<br />
a széntartalom megoszlását az egyes frakciók között.<br />
Anyag és módszer<br />
Kísérleti terület<br />
A talajmintákat a karcagi B17 jelő OMTK kísérlet különbözı színvonalú trágyázásban<br />
(N: 0, 200 kg/ha, P 2 O 5 : 0, 120 kg/ha, K 2 O: 0, 100 kg/ha) és meszezésben (CaCO 3 : 0,<br />
11,5 t/ha) részesített parcelláinak feltalajából vettük. A kísérlet kezelései közül a vizsgálatainkhoz<br />
az 1. táblázatban felsorolt mintákat választottuk ki.<br />
A kísérleti terület a Hortobágy és a Nagykunság tájegységek érintkezési zónájában<br />
fekszik. A térség <strong>Magyar</strong>ország egyik legszárazabb, a hımérsékleti ingadozásokat<br />
tekintve legszélsıségesebb, illetve leginkább kontinentális jellegő területe, az átlagos<br />
éves csapadékmennyiség nagysága 500 mm körüli. Az alacsony csapadékmennyiségen<br />
kívül annak éves eloszlása is kedvezıtlen, de szélsıségesen magas csapadékmennyiségő<br />
évjáratok is elıfordulnak.<br />
A kísérlet talaja mély humuszrétegő, mélyben szolonyeces réti csernozjom. A talajképzı<br />
kızet vályogos agyag fizikai féleségő infúziós lösz, a feltalaj kémhatása gyengén<br />
savanyú, a 0-40 cm-es rétegben azonban jelentıs hidrolitos aciditást mutat, amely<br />
a szénsavas mész megjelenésével a 40-50 cm-es rétegtıl megszőnik. Az Arany-féle<br />
kötöttségi szám alapján a kísérlet talaja STEFANOVITS (1981) szerint vályog, agyagos<br />
vályog fizikai féleségbe sorolható.<br />
230
Mőtrágyázás és melioratív meszezés hatása egy csernozjom talaj szervesanyag...<br />
1. táblázat A kiválasztott minták jelzése és az alkalmazott kezelések<br />
N<br />
P<br />
Kezelés<br />
2 O 5<br />
K 2 O<br />
M<br />
(kg/ha) (kg/ha) (kg/ha)<br />
M+1 0 0 0 +<br />
M+2 200 0 0 +<br />
M+3 200 120 0 +<br />
M+4. 200 120 100/200 +<br />
M+5. 250 180 100/200 +<br />
M-1. 0 0 0 -<br />
M-2 200 0 0 -<br />
M-3 200 120 0 -<br />
M-4. 200 120 100/200 -<br />
M-5 250 180 100/200 -<br />
Szervesanyag-frakciók vizsgálata<br />
Forróvíz-oldható széntartalom meghatározása: Az extrahálást a SZIE Agrokémiai Tanszékén<br />
található Hot Water Percoletor készülékén végeztük (FÜLEKY, CZINKOTA, 1993). A kivonatok<br />
fényelnyelését a 190-900 nm hullámhossztartományban mértük. Az extraktok (alacsony)<br />
C-tartalmának meghatározására a DE AGTC Karcagi Kutató Intézetében kifejlesztett módosított<br />
Tyurin-módszert alkalmaztuk.<br />
Hargitai-féle humuszminıség meghatározása: a 0,5 (m/m)%-os NaOH oldattal és az<br />
1 (m/m)%-os NaF oldattal kioldható humuszfrakciók színintenzitását mértük 360-800<br />
nm-es tartományban. Az oldatok C-tartalmának meghatározását Tyurin-módszerrel<br />
végeztük (BÚZÁS, 1988).<br />
Eredmények<br />
A kiválasztott talajminták alapvizsgálatának eredményei (2. táblázat) egyértelmően<br />
tükrözik a rendszeres mőtrágyázás savanyító hatását, melyet a melioratív meszezés<br />
jelentısen mérsékelt. Az összes humusztartalom mind a meszezett mind a meszezetlen<br />
parcellákban növekvı tendenciát mutatott a mőtrágyázás hatására.<br />
2. táblázat A minták kémiai alapvizsgálatának eredményei<br />
Kezelés<br />
Humusz<br />
AL-oldható<br />
pH pH<br />
y tart. P 2 O 5 K 2 O Ca<br />
(H 2 O) (KCl) 1<br />
% mg/kg<br />
Mg Na<br />
M+1. 7,34 6,41 3,8 2,49 60,4 247 4260 377 8<br />
M+2. 7,35 6,25 5,0 2,64 29,1 238 4170 330 10<br />
M+3. 7,04 5,98 6,9 2,69 183,2 214 3810 341 21<br />
M+4. 6,71 5,81 8,0 2,69 188,0 409 3840 282 11<br />
M+5. 6,40 5,61 10,0 2,67 250,2 458 3900 262 9<br />
M-1. 6,21 4,91 14,4 2,38 47,7 236 2990 437 9<br />
M-2. 5,39 4,29 23,6 2,64 18,3 233 2490 412 25<br />
M-3. 5,54 4,55 20,5 2,60 128,5 212 2760 379 20<br />
M-4. 5,36 4,37 24,0 2,60 157,1 335 2560 339 8<br />
M-5. 5,17 4,30 26,3 2,73 288,3 482 2550 298 21<br />
231
İri – Füleky – Zsigrai – Kovács<br />
A forróvíz-oldható szervesanyagok vizsgálata lényeges különbséget mutatott a<br />
melioratív meszezésben részesült és a meszezetlen parcellák között. Elıbbi esetben a<br />
C-tartalom (1. ábra) megközelítıleg 1 nagyságrenddel nagyobb volt, és a mőtrágyázás<br />
hatására enyhén emelkedett. Az UV-tartományban felvett spektrumok (2. ábra) lefutása<br />
és az abszorbció-értékei is jól tükrözik a változásokat. A meszezetlen talajoknál e<br />
szervesanyagok csak igen kis mennyiségben voltak jelen, és mőtrágyahatás nem volt<br />
megfigyelhetı.<br />
0,025<br />
0,020<br />
C (m/m) %<br />
0,015<br />
0,010<br />
0,005<br />
0,000<br />
M+1 M+2 M+3 M+4 M+5 M-1 M-2 M-3 M-4 M-5<br />
1. ábra A mőtrágyázás és meszezés hatása a talaj forróvíz-oldható C-tartalmára<br />
7<br />
A<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
M+K<br />
M+2<br />
M+3<br />
M+4<br />
M+max<br />
2<br />
1<br />
0<br />
190 210 230 250 270 290<br />
Hullámhossz (nm)<br />
2. ábra A mőtrágyázás hatása a talaj forróvíz-oldható szerves anyagainak fényelnyelésére<br />
meszezett talajon<br />
A Hargitai-módszer szerint készített kivonatok fényelnyelését megmértük, és az<br />
extinkciók arányát ábrázoltuk a 360-620 nm-es tartományban, illetve az irodalmi forrásokban<br />
javasolt 465 nm-es hullámhosszon (stabilitási szám). A meszezett parcellák<br />
eredményei (3. ábra) alapján arra következtettünk, hogy a növekvı mőtrágya dózisok a<br />
humuszanyagok arányát a kisebb molekulájú, a talaj agyagásványaihoz nem vagy<br />
gyengén kötıdı frakciók irányába tolták el.<br />
232
Mőtrágyázás és melioratív meszezés hatása egy csernozjom talaj szervesanyag...<br />
40<br />
M+<br />
ENaOH/ENaF<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
M+1<br />
M+2<br />
M+3<br />
M+4<br />
M+5<br />
10<br />
5<br />
0<br />
360 410 460 510 560 610<br />
Hullámhossz (nm)<br />
16<br />
Q (465 nm)<br />
14<br />
12<br />
ENaOH/ENaF<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
M+1 M+2 M+3 M+4 M+5<br />
3. ábra A mőtrágyázás hatása a talaj humuszanyagainak Ext. NaF /Ext. NaOH arányára meszezett<br />
talajon<br />
A meszezetlen talajok kivonatainak fényelnyelésének aránya megközelítıleg egy<br />
nagyságrenddel kisebb volt, mint a meszezett területek esetében (4. ábra). A stabilitási<br />
szám jelentıs csökkenése arra enged következtetni, hogy meszezés hiányában a nagyobb<br />
molekulájú, az agyagásványokhoz kötött (NaF-ban oldható) humuszanyagok<br />
aránya lecsökkent. A meszezett talajoktól eltérıen itt nem mutatkozott egyértelmő<br />
tendencia a mőtrágyázás hatására, bár a kontroll parcella stabilitási száma kiemelkedik<br />
a többi közül.<br />
233
İri – Füleky – Zsigrai – Kovács<br />
10<br />
M-<br />
ENaOH/ENaF<br />
9<br />
8<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
M-1<br />
M-2<br />
M-3<br />
M-4<br />
M-5<br />
0<br />
360 410 460 510 560 610<br />
Hullámhossz (nm)<br />
16<br />
Q (465 nm)<br />
14<br />
12<br />
ENaOH/ENaF<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
M-1 M-2 M-3 M-4 M-5<br />
4. ábra A mőtrágyázás hatása a talaj humuszanyagainak Ext. NaF /Ext. NaOH arányára meszezetlen<br />
talajon<br />
A kivonatok széntartalmát megmérve (5. ábra) azt tapasztaltuk, hogy a meszezés<br />
drasztikus változásokat okozott a különbözı oldószerekkel kioldható és a talaj agyagásványaihoz<br />
különbözı mértékben kötıdı szerves-szén frakciók arányában. A meszezett<br />
parcellákon megnıtt a nagymolekulájú, a talajszerkezet kialakításában részvevı<br />
humuszanyagok mennyisége, míg a kisebb molekulájú, nyers humuszmolekuláké lecsökkent<br />
a meszezetlen parcellákhoz képest. A mőtrágyázás hatására bekövetkezett<br />
változás a meszezett parcellákon a NaF-oldható frakció, míg meszezetlen parcellákon a<br />
NaOH-oldható frakció C-tartalmának növekedésében is érzékelhetıen megnyilvánult.<br />
234
Mőtrágyázás és melioratív meszezés hatása egy csernozjom talaj szervesanyag...<br />
NaOH<br />
0,35<br />
0,30<br />
C (m/m) %<br />
0,25<br />
0,20<br />
0,15<br />
0,10<br />
0,05<br />
0,00<br />
M+1 M+2 M+3 M+4 M+5 M-1 M-2 M-3 M-4 M-5<br />
NaF<br />
0,30<br />
0,25<br />
C (m/m) %<br />
0,20<br />
0,15<br />
0,10<br />
0,05<br />
0,00<br />
M+1 M+2 M+3 M+4 M+5 M-1 M-2 M-3 M-4 M-5<br />
5. ábra A mőtrágyázás és meszezés hatása a talaj NaOH- és NaF-oldható C-tartalmára<br />
A szerves C-tartalom megoszlását a különbözı frakciók között a 3. táblázatban foglaltuk<br />
össze.<br />
3. táblázat A szerves C-tartalom megoszlása a különbözı oldékonyságú<br />
szervesanyag-frakciók között<br />
Szerves C-tartalom<br />
Jelzés Összes HWE NaOH NaF<br />
(m/m)%<br />
M+1 1,44 0,015 0,09 0,17<br />
M+2 1,53 0,013 0,12 0,21<br />
M+3 1,56 0,018 0,13 0,24<br />
M+4 1,56 0,020 0,15 0,25<br />
M+5 1,55 0,022 0,16 0,23<br />
M-1 1,38 0,005 0,15 0,11<br />
M-2 1,53 0,001 0,28 0,12<br />
M-3 1,51 0,007 0,23 0,12<br />
M-4 1,51 0,002 0,26 0,12<br />
M-5 1,58 0,003 0,30 0,13<br />
235
İri – Füleky – Zsigrai – Kovács<br />
Következtetések<br />
A szervesanyag-frakciók fényelnyelésének és szerves C-tartalmának vizsgálatából<br />
megállapítottuk, hogy mind a mőtrágyázás, mind a meszezés jelentısen befolyásolta<br />
ezen anyagok arányát a talajban.<br />
Melioratív meszezés mellett mindhárom frakció C-tartalma növekedett a mőtrágyázás<br />
hatására, azonban a humusz stabilitási szám érétkében csökkenést tapasztaltunk. A<br />
rendszeresen mőtrágyahasználat következtében megnövekedett a kisebb molekulájú<br />
humuszanyagok aránya is.<br />
A meszezetlen parcellák esetében csak a NaOH-oldható frakció C-tartalmában tapasztaltunk<br />
növekedést, a forróvíz-oldható és NaF-oldható szerves C-tartalomban nem<br />
következett be a trágyázási kezelésnek tulajdonítható változás. Meg kell azonban jegyezni,<br />
hogy a kontroll kezeléshez képest a stabilitási szám jelentısen lecsökkent a<br />
mőtrágyázott talajokon.<br />
A meszezés jelentıs mértékben megnövelte a humuszstabilitási számot. A szerves<br />
C-tartalom mérésének eredményei szerint ez részben a NaF-oldható frakció növekedésének,<br />
részben a NaOH-oldható frakció csökkenésének volt tulajdonítható. A forróvízoldható<br />
frakció mennyisége 1 nagyságrenddel nıtt a meszezés hatására. Összességében<br />
a meszezés kedvezıen befolyásolta a talaj szervesanyagainak összetételét, a talaj termékenysége,<br />
illetve szerkezete szempontjából kedvezı frakciók arányának növelése<br />
révén.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BANKÓ, L., HOFFMANN, S., DEBRECZENI, K. (2007). A talaj forróvíz-oldható C-frakciójának<br />
vizsgálata trágyázási tartamkísérletben. Agrokémia és Talajtan, 56, 271-284.<br />
FÜLEKY, Gy., CZINKOTA, I. (1993). Hot Water Percolation (HWP): - A New Rapid Soil<br />
Extraction Method. Plant and Soil, 157, 131-135.<br />
BÚZÁS, I. (1988). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
DEBRECZENI, B-NÉ, GYİRI, D. (1997). A talajok humuszminıségének és környezetvédelmi<br />
kapacitásának változása mőtrágyázás hatására. Agrokémia és Talajtan, 46 ( 1-4), 171-184.<br />
HARGITAI, L. (1957). Néhány tényezı hatása a talajok szervesanyagaira. Agrártudományi Egyetem<br />
Agronómiai Kar Kiadv. IV. 1-19. Gödöllı.<br />
KAISER, M., ELLERBROCK, R.H. (2005). Functional characterisation of soil organic matter<br />
fractions different in solubility originating frm a long-term fiel experiment. Geoderma, 127,<br />
196-206.<br />
MICHÉLI et al. (1995). The effect of long-term fertilization on soil organic matter quantity and<br />
quality. Proceedings of Int. CIEC Symp., Kusadasi, Turkey, 331-334.<br />
NÉMETH, T. (1996). Talajaink szervesanyag-tartalma és nitrogénforgalma. MTA TAKI, Bp.<br />
ZSIGRAI, Gy, ANTAL, K, İRI, N. (2007). Effects of long-term artificial fertilisation on humic<br />
matter quality of a meadow chernozem soil. Cereal Research Communications, 35, 1341-<br />
1344.<br />
236
KUKORICA GYOMIRTÁSÁRA ALKALMAZOTT<br />
KÉT HERBICID TALAJBIOLÓGIAI HATÁSÁNAK<br />
ÉRTÉKELÉSE MESZES CSERNOZJOM TALAJON<br />
Sándor Zsolt, Kátai János, Nagy Péter Tamás, Tállai Magdolna, Sipos Marianna,<br />
Zsuposné Oláh Ágnes<br />
Debreceni Egyetem, Agrár- és Mőszaki Tudományok Centruma, Mezıgazdaság-, Élelmiszertudományi<br />
és Környezetgazdálkodási Kar, Agrokémiai és <strong>Talajtani</strong> Tanszék, Debrecen<br />
e-mail: zsandor@agr.unideb.hu<br />
Összefoglalás<br />
A fenntartható gazdálkodás környezetkímélı szemlélete szerint az alkalmazott herbicidek másodlagos<br />
hatásának a vizsgálata is kulcsfontosságú a talajmikrobiológiai folyamatok és a talajtermékenység<br />
megırzése érdekében.<br />
Két kukorica (Zea mays) kultúrában használt herbicid (Acenit A 880 EC és a Merlin 480<br />
SC), talajmikrobiológiai tulajdonságokra gyakorolt hatásait vizsgáltuk meszes csernozjom talajon,<br />
tenyészedény-kísérletben. A talajban élı mikroorganizmusok mennyiségi változását, és<br />
aktivitását, a nitrát-feltáródás és a szén-dioxid kibocsátás mértékét teszteltük.<br />
Mindkét szer, mindkét mintavétel alkalmával szignifikáns gátló hatást gyakorolt az összes<br />
csíraszám értékekre. Amikroszkopikus gombák mennyiségét a Merlin inkább növelte, az Acenit<br />
pedig csökkentette. A nitrátfeltáródást az Acenit serkentette. A széndioxid-képzıdést az alap<br />
dózisok serkentették mindkét szernél. A mikrobiális biomassza szén és nitrogén a két<br />
gyomirtószer különbözı dózisainál nem azonos mértékben változott. A herbicidek hatására a<br />
nagyobb dózisoknál a tesztnövény biomasszája is csökkent. A gyomirtószerek megfelelı kiválasztásához<br />
számos tényezı összehasonlító értékelésére van szükség egy adott talajon.<br />
Summary<br />
According to the environment –friendly approach of the sustainable agricultural production it is<br />
very important to investigate the secondary effect of applied herbicides in order to prevent the<br />
soil microbiological processes and soil fertility.<br />
The effect of applied herbicides (Acenit A 880 EC and Merlin SC) was investigated on the<br />
soil microbiological properties of a calcareous chernozem soil in two maize cultures (Zea<br />
mays). The quantity change and the activity of soil microorganisms, the nitrate mobilization,<br />
and the CO 2 production were tested.<br />
The every two herbicides had inhibiting effect on the total soil bacteria both of the two sampling<br />
time. The quantity of microscopical fungi was increased by Merlin 480 SC, while this parameter<br />
was decreased by the treatment of Acenit A 880. Nitrate mobilization increased by the<br />
effect of Acenit. The CO 2 -production was stimulate by the basic doses of two the herbicides. Regarding<br />
the different doses of two herbicides, the microbial biomass carbon and nitrogen changed<br />
in different rate. The larger doses of herbicides decreased the biomass of test plant. In order to<br />
chose the suitable herbicide, comparative evaluation of different factors necessary in a soil type.<br />
Bevezetés<br />
A kukorica ma a világ egyik legdinamikusabban fejlıdı gabonaágazata, az elmúlt tizenöt<br />
évben közel 70%-kal nıtt a világ kukoricatermelése (BOROS et al., 2008). Hazánk<br />
az egyik legnagyobb kukorica vetésterülettel rendelkezik Európában, de az egy<br />
237
Sándor – Kátai – Nagy – Tállai – Sipos – Zsuposné Oláh<br />
lakosra jutó kukoricatermelésben a világranglistán is elıkelı helyen áll. Szántóföldi<br />
növények közül a kukorica a legnagyobb területet foglalja el, hazánkban több mint 1,2<br />
millió hektáron termelték 2008-ban (NAGY, 2009). A kukorica termesztése során elengedhetetlen<br />
a növényvédelem, mely a kórokozók és a kártevık elleni védekezés mellett<br />
a gyomszabályozás meghatározója. A vegyszeres gyomszabályozás során a peszticidek<br />
kapcsolatba kerülnek a talajjal (KÁDÁR, 2001). A talajra kiszórt növényvédıszerek<br />
azonnal, míg a növényekre permetezett peszticidek - idıjárástól függıen - csak rövidebb<br />
vagy hosszabb idı elteltével gyakorolnak hatást a talajra és a talajban élı szervezetekre<br />
(LENGYEL, 2002).<br />
A kémiai növényvédı szerekre alapozott növényvédelem a mezıgazdaságban széleskörő.<br />
Hazánkban 292 különbözı peszticidet használtak 1976-ban. Az 1990-es években<br />
a forgalomban lévı szerek száma már megközelítette a 900-at, s a peszticideknek<br />
45%-a volt herbicid. Az engedélyezett növényvédı szerek száma 2008-ban 765-ra<br />
csökkent, ebbıl a gyomirtó szerek 41%, a rovarirtó szerek 21%, és a gombaölı szerek<br />
37% részarányt tettek ki.<br />
A herbicidhasználat a növénytermesztés elválaszthatatlan részét képezi, ezért e szerek<br />
alkalmazásakor a gyommentesítés mellett számolni kell a talajéletre, az ún. „nem<br />
célzott” szervezetekre kifejtett „másodlagos hatásokkal” is (KECSKÉS, 1976). A herbicidek<br />
talajba kerülése után az arra érzékeny szervezetek elpusztulnak és könnyen bontható<br />
maradványaikat a túlélık hasznosítják (CERVELLI et al., 1978). Egyes organizmusok<br />
képesek közvetlenül hasznosítani a herbicideket növekedésükhöz. Ezen kívül azon<br />
szervezetek is mennyiségi növekedést mutatnak, amelyek a herbicid degradálók anyagcseretermékeit<br />
és a már lebontott szermaradványokat is fogyasztják. Talajbiológiai<br />
szempontból nem kívánatos a használata sem a tartósan serkentı, sem pedig a gátlást<br />
kiváltó növényvédı szereknek, ugyanis mindkét csoport befolyást gyakorol a<br />
mikrobiális életközösségre és megváltoztatja a fennálló biológiai egyensúlyt. Olyan<br />
herbicidet célszerő használni, amelynek a gyomirtáson kívül minimális másodlagos<br />
hatása van a talaj mikroba közösségekre.<br />
A talaj mikroorganizmusainak a mennyiségében és arányaiban bekövetkezett változások<br />
mögött a faji biodiverzitás megváltozása áll. Így az érzékenyebb fajok egyedszáma<br />
minimálisra csökken, egyes fajok el is tőnhetnek, míg az adott herbiciddel<br />
szemben rezisztens fajok felszaporodnak (KAPUR et al.,1981). Az alkalmazott szerek<br />
számos mellékhatásával is számolnunk kell, amelyek a talaj termékenységének csökkenését<br />
a termések leromlását eredményezik (VESTER, 1982). MÜLLER (1991) szerint a<br />
herbicideket a talajéletre gyakorolt hatása alapján négy csoportba sorolhatjuk: 1. serkentı<br />
hatásúak; 2. semleges hatásúak (nem, vagy alig gyakorol észrevehetı hatást); 3.<br />
gátló hatásúak; 4. a hatás nem egyértelmő.<br />
Napjainkban a mezıgazdasági kemikáliák szelektivitása kifejezettebb és alkalmazási<br />
koncentrációjuk kisebb lehet a korábbiakhoz viszonyítva (INUI et al., 2001). BIRÓ et<br />
al. (2005) a kukorica rizoszférájában a tápanyag felvételben szerepet játszó mikroorganizmusok<br />
vizsgálatainak fontosságát hangsúlyozták. ait A talaj mikrobiális biomassza<br />
mennyiségi alakulásának követését gyakran használt, a változásokat kiválóan jelzı<br />
módszernek írta le SZILI-KOVÁCS et al. (2006, 2008). TAYLOR-LOVELL et al. (2002)<br />
kimutatták, hogy az izoxaflutol bomlását a talajban élı mikroorganizmusok meggyorsították.<br />
ANGERER et al. (2004) modellkísérletekben vizsgálta az új generációs herbicid<br />
készítmények mezıgazdaságban alkalmazott és azt meghaladó dózisainak hatását a<br />
talajban élı mikroorganizmusokra. Bizonyítást nyert a kitenyészthetı mikrobacsopor-<br />
238
Kukorica gyomírtására alkalmazott két herbicid talajbiológiai hatásainak értékelése ...<br />
tok különbözı érzékenysége az adott herbicid adagokkal és típusokkal szemben. Mészlepedékes<br />
csernozjom talajon végzett vizsgálatok szerint az Acenit gyomirtó szer a<br />
tenyészidıszak alatt jelentıs változást okoz a talajban élı mikoorganizmusok mennyiségében<br />
és enzimaktivitásában. Az acetoklór-atrazin herbicid kombináció általában<br />
növelte a baktériumok és mikroszkopikus gombák számát, és a CO 2 produkciót is.<br />
(KÁTAI, 1998, 2003). Az adatok ismeretében célszerő egy-egy növényre és talajra specifikus<br />
vizsgálatok lefolytatása az elfogadható herbicid-használat érdekében.<br />
A dolgozatban a kukoricánál alkalmazott gyomirtó szerek közül az Acenit A 880<br />
EC, és a Merlin 480 SC hatását vizsgáltuk tenyészedény kísérletben, 2008-ban. A talaj<br />
összes csíraszámát, a mikroszkopikus gombák, az aerob cellulózbontó és nitrifikáló<br />
baktériumok mennyiségét, valamint a talajlégzés és a nitrátfeltáródás intenzitását vizsgáltuk<br />
a mikrobiális biomassza szén és nitrogén mennyisége mellett a herbicidek gyakorlati<br />
adagjánál és a kétszeres, valamint az ötszörös dózisoknál. A minták vizsgálatát<br />
a DE AMTC MTK Agrokémiai és <strong>Talajtani</strong> Tanszék laboratóriumában végeztük.<br />
Vizsgálati anyagok és módszerek<br />
2008-ban tenyészedény-kísérletet állítottunk be mészlepedékes csernozjom talajon,<br />
kukorica jelzınövénnyel a tanszék tenyészházában az1 táblázat kezeléseinek megfelelıen.<br />
A kísérlet talaja a vályogtalajok közé sorolható, calcic endofluvic chernozem<br />
(endosceletic) a nemzetközi osztályozás (WRB) szerint, pH H2O értéke alapján (7,9)<br />
gyengén lúgos.. A talaj kémiai tulajdonságai között meghatároztuk még a CaCO 3 tartalmat,<br />
mely alapján a talaj közepesen meszes, nitrogénben és foszforban is közepes,<br />
káliumban pedig jó ellátottságú. A talaj humusztartalma 2,65%.<br />
1. táblázat Tenyészedény-kísérletben felhasznált gyomirtószerek jellemzıi és dózisai kukorica<br />
jelzınövénnyel meszes csernozjom talajon<br />
Herbicid<br />
Acenit A<br />
880 EC<br />
Merlin<br />
480 SC<br />
Hatóanyaga<br />
Acetochlor+AD<br />
67 anthydotum<br />
Hatóanyag<br />
mennyisége<br />
Kijuttatási<br />
dózisa<br />
kg ha -1<br />
Normál<br />
dózis<br />
Kezelés (cm 3 )<br />
Kétszeres Ötszörös<br />
dózis dózis<br />
800 g * l -1 +<br />
80 g * l -1 2,0 - 2,6 0,00353 0,00706 0,01765<br />
isoxaflutole 480 g * l -1 0,16 – 0,2 0,00027 0,00054 0,00135<br />
A talajok mikrobiológiai jellemzıi közül meghatároztuk az összes csiraszámot és a<br />
mikroszkopikus gombaszámot, lemezöntéssel, húsleves- és pepton-glükóz-agar táptalajon.<br />
Az aerob cellulózbontó és nitrifikáló baktériumok mennyiségi meghatározásánál az<br />
MPN (Most Probable Number = legvalószínőbb élı sejtszám) módszert használtuk, folyékony<br />
táptalajon a 5 párhuzamos csıvel POCHON et al. (1962) által leírtak szerint. A<br />
talaj respirációjának vizsgálatakor a talajból felszabaduló CO 2 mennyiségét mértük<br />
NaOH oldatos „lúgos csapdázás” alapján (HU et al., 1997). A mikrobiális biomassza-C<br />
mennyiségének mérésénél a JENKINSON et al., (1988) által kidolgozott fumigációs–<br />
inkubációs eljárást alkalmaztuk. A biomassza-N meghatározását fumigációs-extrakciós<br />
módszerrel végeztük. A talajmintákat kloroformmal fumigáltuk, majd 0,5 mólos K 2 SO 4<br />
oldattal extraháltuk. Elıször a szőrlet összes N- tartalmát határoztuk meg Kjeldahl módszerrel<br />
és a fumigált és nem fumigált minta különbségébıl számítottuk a biomassza-<br />
239
Sándor – Kátai – Nagy – Tállai – Sipos – Zsuposné Oláh<br />
nitrogént (BROOKES et al., 1985). A nitrátfeltáródás meghatározásánál a behozott talajmintákból<br />
frissen, majd két hetes 28 C˚-on való inkubálás után határoztuk meg a nitrátnitrogén<br />
mennyiségét (FELFÖLDY, 1987). Értékeléskor a két hetes inkubálás során feltárt<br />
nitrát-nitrogénbıl kivonjuk a kiindulási talaj nitrát-nitrogén tartalmát, amely különbség a<br />
nitrátfeltáródás mérıszáma.<br />
Vizsgálati eredmények és értékelésük<br />
A júniusi mintavétel során az Acenit A 880 EC herbiciddel kezelt tenyészedényekben a<br />
baktériumok mennyisége a kontroll értékének a fele volt (1. ábra) szignifikánsan. a<br />
dózisok növekedésével együtt a baktériumszám tendenciózusan A Merlin 480 SC herbiciddel<br />
kezelt tenyészedényekben – hasonlóan az elızıekhez – a kontroll értékénél<br />
szignifikánsan kisebb sejtszámot mértünk és a júliusi mintavételkor is. Az Acenit kétszeres<br />
dózisa kivételével a csökkenés elérte a szignifikáns mértéket. A Merlinnel kezelt<br />
tenyészedényekben a kezelések egyforma, szignifikánsan mértékő gátló hatást fejtettek<br />
ki. Végül is mindkét szernél, mindkét mintavétel alkalmával szignifikáns gátló hatást<br />
állapítottunk meg.<br />
10 6 db baktérium<br />
18<br />
16<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
elsı mintavétel második mintavétel<br />
kontroll Acenit 1* Acenit 2* Acenit 5* Merlin 1* Merlin 2* Merlin 5*<br />
kezelések<br />
1. ábra Két herbicid növekvı dózisainak hatása az összes csíraszámra meszes csernozjom talajon,<br />
kukoricával tenyészedényes kísérletben (Debrecen 2008. június, július)<br />
A 2. ábrán a tenyészedény-kísérletben a mikroszkopikus gombák mennyiségében<br />
tapasztalt változásokat mutatjuk be, szintén a 95 % legvalószínőbb sejtszám módszerével.<br />
Megállapítható, hogy a júniusi mintavétel alkalmával a gombaszám a kontroll<br />
értékét - az Acenit kétszeres dózisa kivételével - meghaladta. A júliusi mintavétel talajainál<br />
az esetek túlnyomó többségében a kontrolltól kisebb eredményeket kaptunk. Az<br />
Acenit A 880 EC-vel kezelt edényekben az elsı két dózisban szignifikánsan kisebbek<br />
voltak a gombaszámok, mint a legnagyobb dózisban. A Merlin 480 SC herbicid 2-<br />
szeres és 5-szörös adagjaival kezelt tenyészedényekben az alapkezeléstıl és a kontrolltól<br />
is szignifikánsan kevesebb mikroszkopikus gombatelepet határoztunk meg.<br />
240
Kukorica gyomírtására alkalmazott két herbicid talajbiológiai hatásainak értékelése ...<br />
12<br />
10<br />
elsı mintavétel<br />
második mintavétel<br />
10 4 db gomba<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
kontroll Acenit 1* Acenit 2* Acenit 5* Merlin 1* Merlin 2* Merlin 5*<br />
kezelések<br />
2. ábra Két herbicid növekvı dózisainak hatása a mikroszkopikus gombák mennyiségére meszes<br />
csernozjom talajon kukoricával, tenyészedényes kísérletben (Debrecen 2008. június, július)<br />
A nitrátfeltáródást 14 napos inkubációt követıen határoztuk meg. Az elsı mintavételkor<br />
a kontroll értékét meghaladó eredményeket kaptunk minden kezelésben, az<br />
Acenit 880 EC-nél ez a dózisokkal párhuzamosan nıtt. A júliusi mintavételkor a kontroll<br />
talajban mért értéket az Acenit herbiciddel kezelt edények közül csak az alapkezelés<br />
haladta meg, a többi kezelésnél nem volt szignifikáns különbség. A Merlin kezelések<br />
hatására az alap- és a legnagyobb dózisban szignifikánsan kevesebb lett a feltáródott<br />
nitrát mennyisége. A nitrátfeltáródás vizsgálatakor tehát hat esetben serkentı, hét<br />
esetben gátló hatást tapasztaltunk.<br />
A szén-dioxid képzıdés és a mikrobiális biomassza szén és nitrogén mennyiségi<br />
mérését csak a második mintavételi idıpont talajmintáiban végeztük el. Az eredményekbıl<br />
kitőnik, hogy mindkét herbicid kezelés (Acenit A 880 EC és Merlin 480 SC)<br />
hatására az alapkezelésben szignifikánsan intenzívebb volt a talajok légzése, mint a<br />
kontrollé. A többi kezelésben szignifikáns különbségeket nem tapasztaltunk.<br />
A mikrobiális biomassza szén mennyisége a kontrollhoz viszonyítva csökkent, kivéve<br />
a két legkisebb dózissal kezelt variánsban, ahol szignifikáns különbségeket nem<br />
kaptunk (az adatokat nem mutatjuk).<br />
8<br />
µg mikrobiális biomassza N * g talaj -1<br />
7<br />
6<br />
5<br />
4<br />
3<br />
2<br />
1<br />
0<br />
SzD 5% =0,671<br />
kontroll Acenit 1* Acenit 2* Acenit 5* Merlin 1* Merlin 2* Merlin 5*<br />
kezelések<br />
3. ábra Két herbicid növekvı dózisainak hatása mikrobiális biomassza nitrogén átlagolt mennyiségére<br />
meszes csernozjom talajon kukoricával tenyészedényes kísérletben (Debrecen 2008. július)<br />
241
Sándor – Kátai – Nagy – Tállai – Sipos – Zsuposné Oláh<br />
A kisparcellás szántóföldi eredményekhez hasonlóan, a mikrobiális biomassza nitrogén<br />
mennyisége a kontroll tenyészedényekben volt a legkisebb (3. ábra). Az Acenit<br />
A 880 EC herbicid hatására a dózisok emelkedésével együtt szignifikánsan nıtt a kontrollhoz<br />
és egymáshoz viszonyítva is. A Merlin 480 SC-vel kezelt edényekben a<br />
mikrobiális biomassza nitrogén mennyisége a dózisokkal együtt szintén nıtt, de az elsı<br />
két kezelés sem a kontrolltól, sem egymástól nem különbözött szignifikáns mértékben.<br />
2. táblázat Két herbicid növekvı dózisainak a hatása a képzıdött növényi biomassza tömegére<br />
tenyészedényes kísérletben kukorica jelzınövénnyel meszes csernozjom talajon<br />
(Debrecen 2008.július) (SzD5%=0,117)<br />
242<br />
Kezelés<br />
Növényi biomassza<br />
(g * növény -1 )<br />
Kontroll 1,51<br />
Acenit A 880 EC 1* 0,92<br />
Acenit A 880 EC 2* 0,83<br />
Acenit A 880 EC 5* 1,16<br />
Merlin 480 SC 1* 1,37<br />
Merlin 480 SC 2* 1,26<br />
Merlin 480 SC 5* 0,67<br />
A képzıdött növényi biomassza mennyiségére is hatással voltak a herbicid kezelések<br />
(2. táblázat). Az adatokból jól látható, hogy az Acenit A 880 EC hatására átlagosan<br />
30-50%-kal kisebb volt a növényi biomassza produkció. A Merlin 480 SC alapdózisa<br />
mellett nem volt jelentıs a növényi biomassza képzıdésének a csökkenése, de a nagy<br />
dózis mellett már közel 60 %-kal kevesebb száraztömeget mértünk, azaz a dózisok<br />
eltérı hatása is megfigyelhetı.<br />
Következtetések<br />
A herbicidek mikrobiális tulajdonságokra kifejtett hatása az adott tulajdonságtól és az<br />
alkalmazási dózistól függıen idıben is erısen változnak egy adott talajon. Az egyedi<br />
fiziológiai csoportoknak a közösségi paraméterektıl elkülönülı válaszai lehetıséget<br />
adnak egy-egy mikrobacsoport behatóbb vizsgálatára. A növényi biomassza alakulását<br />
és a növénynövekedés ütemét is figyelembe vevı herbicid kiválasztását a mikrobiális<br />
tulajdonságok összehasonlító hatásértékelése segítheti.<br />
A kapott különbségek alapján a Merlin gyakorlati adagja javasolható leginkább a<br />
kukorica gyomirtására az adott kísérleti elrendezésben.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ANGERER, P. I., KÖBÖCZ, L, BÍRÓ, B. (2004). Mikrobacsoportok herbicid-szennyvíz kombinációkkal<br />
szembeni érzékenységének vizsgálata modellkísérletben. Agrokémia és Talajtan, 53<br />
(3-4), 331-342.<br />
BIRÓ, B. (2005). A talaj, mint a mikroszervezetek élettere. In STEFANOVITS, P., MICHELI E.<br />
(szerk.) A talajok jelentısége a 21. században. <strong>Magyar</strong>ország az ezredfordulón. Stratégiai<br />
Kutatások a <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémián. II. Az agrárium helyzete és jövıje. MTA<br />
Társadalomkutató Központ, Budapest, 141-173.<br />
BROOKES, P. C., LANDMAN, A., PRUDEN, G., JENKINSON, D. S. (1985). Chloroform fumigation<br />
and the release of soil nitrogen: rapid direct extraction method to measure microbial biomass<br />
nitrogen is soil. Soil Biology and Biochemistry, 17, 837- 842.
Kukorica gyomírtására alkalmazott két herbicid talajbiológiai hatásainak értékelése ...<br />
BOROS, B., SÁRVÁRI, M. (2008). Újdonságok a kukoricatermesztésben. Agrárunió, 9 (2), 32-33.<br />
CERVELLI, S., MANNIPIERI, P., SEQUI, P. (1978). Interaction between agrochemicals and soil<br />
enzymes. In BURNS (ed.) Soil Enzymes, London, Acad. Press., 252-293.<br />
FELFÖLDY, L. (1987). A biológiai vízminısítés. Vízgazdálkodási Intézet, Budapest, 172-174.<br />
HU, S., BRUGGEN, VAN A.H.C. (1997). Microbial dynamics associated with multiphasic<br />
decomposition of 14C-labeled cellulose in soil. Microbial Ecology, 33 (2), 134-143.<br />
INUI, H., SHIOTA, N., MOTOI, Y., IDO, Y., INOUE, T., KODAMA, T. (2001). Metabolism of herbicides<br />
and other chemicals in human cytochrome P450 species and in transgenic potato<br />
plants co-expressing human CYP1A1, CYP2B6 and CYP2C19. Journal Pesticide Sciences,<br />
26, 28–40.<br />
JENKINSON, D.S. (1988). Determination of microbial biomass carbon and nitrogen in soil. In<br />
WILSON, J.R. (ed.) Advances in Nitrogen Cycling in Agricultural Ecosystems. CAB<br />
International, Wallingford, UK, 368–386.<br />
KÁDÁR, A. (2001). Vegyszeres gyomirtás és gyomszabályozás. Factum Bt. Kiadó, Budapest,<br />
376.<br />
KAPUR, S., BELFIELD, W., GIBSON, N. H. S. (1981). The effects of fungicides of soil fungi with<br />
special reference to nematophages species. Pedobiologia, Jena, 21 (3), 172-181.<br />
KÁTAI, J. (1998). The effect of herbicides on the amount and activity of microbes in the soil. In<br />
FILEP, Gy. (szerk.) Soil Pollution. Debrecen, 169-177.<br />
KÁTAI, J., VERES, E. (2003). The effects of herbicides used in maize culture ont he microbial<br />
activity in soil. 2 nd International Symposium. „Natural Resources and Sustainable Development”.<br />
May 22-25, 2003, Nagyvárad, Románia, 114-115.<br />
KECSKÉS, M. (1976). Xenogén anyagok, mikroorganizmusok és magasabb rendő növények<br />
közötti kölcsönhatások talajmikrobiológiai értékelése. Akadémiai doktori értekezés. MTA,<br />
Budapest, 225 p.<br />
LENGYEL, ZS. (2002). Klór-acetanilid típusú herbicidek adszorpciójának vizsgálata talajokon.<br />
Doktori (PhD) értekezés. Veszprém, 115p.<br />
MÜLLER, G. (1991). Az agroökológia talajmikrobiológiai kérdései és az intenzív mezıgazdasági<br />
termelés. Agrokémia és Talajtan, 40 (1-2), 263-272.<br />
NAGY, J. (2009). A kukorica ágazat esélyei és lehetıségei. In NAGY, J., JÁVOR, A. (szerk.) Debreceni<br />
álláspont az agrárium jelenérıl, jövıjérıl. <strong>Magyar</strong> Mezıgazdaság Kft, Budapest, 127-<br />
146.<br />
POCHON, J., TARDIEUX, P. (1962). Techniques D’ Analyse en Micobiologie du Sol. Collection<br />
„Technivues de Base”, 102.<br />
SZILI-KOVÁCS T., TAKÁCS T (2008). A talajminıség mikrobiológia indikációja: lehetıségek és<br />
korlátok. Talajvédelem, p. 321-328.<br />
SZILI-KOVÁCS T.,TÓTH J. A. (2006). A talaj mikrobiális biomassza meghatározása kloroform<br />
fumigációs módszerrel. Agrokémia és Talajtan, 55 (2), 515-530.<br />
TAYLOR-LOVELL, S., SIMS, G. K., WAX, L. M. (2002). Effects of moisture, temperature, and<br />
biological activity on the degradation of isoxaflutole in soil. Journal of Agricultural and<br />
Food Chemistry, 50, 5626-5633.<br />
VESTER, F. (1982). Az életben maradás programja. Gondolat Könyvkiadó, Budapest, 361.<br />
243
244
A MIKORRHIZA GOMBA FOSZFOR-TÍPUS FÜGGİ<br />
HASZNOSSÁGA TAGETES SP. DÍSZNÖVÉNYNÉL<br />
Schmidt Brigitta 1,2 , Biró Borbála 2 , Şumălan Radu 1 , Şumălan Renata 1<br />
1 Bánsági Agrártudományi és Állatorvosi Egyetem, Temesvár, Románia<br />
2 MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest, <strong>Magyar</strong>ország<br />
e-mail: brigischmidt@yahoo.com<br />
Összefoglalás<br />
Az arbuszkuláris mikorrhiza (AM) gomba a növények 80%-ánál ismert szimbiózis, amelynek<br />
egyik legfontosabb haszna a talajból nehezen felvehetı foszfátok oldhatóvá tétele, különösen<br />
foszforban szegény talajokon. A gomba-hífákkal megnövelt gyökérfelület a vízfelvétel javulásával<br />
közvetve az egyéb makro- és mikroelemek felvételéhez is hozzájárul. Dísznövényeknél, így a<br />
bársonyvirágnál (Tagetes sp.) is kiemelt szempont az így megnövelt szárazságtőrı képesség, de a<br />
virágzás idejének az elıbbre hozása és a virágminıség, a díszítı-érték javulása is.<br />
Kérdés merült fel, hogy vajon van-e különbség az AM gomba hatékonyságában a foszforminıség<br />
(a könnyen és nehezebben oldódó foszfor-formák) és az adagolás ideje (csírázás kori<br />
vagy virágzás elıtti gombaoltás) között és hogyan alakulnak a bársonyvirág élettani, dísznövény-minıségi<br />
tulajdonságai a mikorrhiza oltás hatására A kérdés tanulmányozására könnyen<br />
oldódó KH 2 PO 4 , közepesen oldódó Ca(H 2 PO 4 ) 2 , illetve a nehezebben oldódó Ca 3 (PO 4 ) 2 foszfor<br />
vegyületekkel és foszfor-mentes Hoagland tápoldattal tenyészedény-kísérletet állítottunk be.<br />
Vizsgáltuk a gomba hatását a növekedésre, fejlıdésre és az anyagcserét befolyásoló legfontosabb<br />
növényélettani folyamatokra is.<br />
Megállapítottuk, hogy a könnyen oldódó foszfátnál a csírázás utáni adagolást követıen a<br />
mért adatok csak kis mértékben térnek el egymástól a mikorrhizált és a nem mikorrhizált növényeken.<br />
Ezzel szemben a nehezebben oldódó Ca-foszfátoknak a virágzás elıtti stádiumban való<br />
bevitele szignifikánsan javította a mért növényélettani tulajdonságok értékét az AM oltott növényeknél.<br />
A mikorrhiza gomba hatásossága a növény élettani igényével és a talaj (nevelési közeg)<br />
foszfor-hiányával párhuzamosan növekedett.<br />
Summary<br />
The arbuscular mycorrhizal (AM) fungi play an important role in water and nutrient absorption at<br />
80% of terrestrial plant species. It is a peculiar value of the symbiosis to absorb and efficiently use<br />
the insoluble phosphate compounds more particularly in soils, which are poor in phosphorous.<br />
Beside the P-uptake, drought stress might be reduced due to the enhanced water- and other nutrient-uptake<br />
by the enlarged root system. In case of ornamental plants, like the Tagetes sp. the AMF<br />
symbiosis might improve the flower qualities and quantities with an earlier flowering period. The<br />
purpose of our research was the study how AM fungi can influence the absorption of various<br />
phosphorous forms, different in the sorption as: high /KH 2 PO 4 /, medium /Ca(H 2 PO 4 ) 2 / and low<br />
/Ca 3 (PO 4 ) 2 / in the substrate of a hydroponic culture. In a pot experiment we have studied the influence<br />
of AM fungi inocula on the main physiological processes of host plant among those nutritive<br />
conditions. Results show that by using highly soluble potassium-dihydrogen-phosphate immediately<br />
after germination, the values for mycorrhizal and non-mycorrhizal plants did not differ significantly,<br />
meanwhile the calcium-phosphates applied before flowering produced significant differences<br />
between physiological parameters of inoculated and non-inoculated plants. The efficiency<br />
of AM fungi might be improved in parallel with the plants , demand on the symbiosis and<br />
with the reduction of phosphorous availability of the growing substrates.<br />
245
Schmidt – Bíró – Şumălan – Şumălan<br />
Bevezetés<br />
Az arbuszkuláris mikorrhiza (AM) gomba a növényvilág legelterjedtebb típusú szimbiózisa,<br />
melyben a gazdanövény gyökérrendszere és a különleges talajgombák közötti<br />
együttmőködés játszik szerepet, megteremtve ezzel a lehetıséget a tápanyagok<br />
(CLARK, ZETO, 2000) és a víz jobb felszívódásához (TAKÁCS, VÖRÖS, 2003). Mindezek<br />
mellett több, ökológiai szempontból fontos folyamatban is hasznosak az AM<br />
gombák, mint például a túlélési esélyek növelése zord természeti körülmények között<br />
és/vagy az ellenállóképesség növelése a betegségek és a kártevık ellen (AZCON-<br />
AGUILAR, BAREA, 1996; BIRÓ et al., 2005), illetve a szárazság-stressz elleni tőrıképesség<br />
növelése is (BIRÓ, 2001; SMITH, READ, 2008; FÜZY et al., 2008).<br />
A mikorrhiza megtalálható a növénycsaládok többségénél, kivételt képezve az<br />
Aizoaceae, Amaranthaceae, Capparaceae, Cariophyllaceae, Chenopodiaceae,<br />
Commelinaceae, Cruciferae, Cyperaceae, Fumariaceae, Juncaceae, Lecythidaceae,<br />
Nyctaginaceae, Phytolaccaceae, Polygonaceae, Portulaceae, Proteaceae, Resedaceae,<br />
Restionaceae, Sapotaceae, Urticaceae, Zygophyllaceae családok legtöbb képviselıje<br />
(BRUNDRETT, 2009).<br />
Az arbuszkuláris mikorrhiza a legrégibb mikorrhizatípus, jelenléte bizonyított már a<br />
szárazföldi növények megjelenése idejébıl. A Devon idıszaki foszíliákban talált hifák,<br />
arbuszkulumok és micéliumok szinte tökéletesen megegyeznek a jelenkori Glomus<br />
fajokéval (TAYLOR et al., 1995). A legelsı, szárazföldön megjelenı növények gyér<br />
gyökérrendszerrel rendelkezhettek, ezért a mikorrhizagombák nagy szerepet játszhattak<br />
a víz- és tápanyagellátásban, hozzájárulva a szárazföldnek a növények általi meghódításához<br />
is (REMY et al., 1994).<br />
Az arbuszkuláris mikorrhiza gomba és a gazdanövény kéregsejtjei között a tápanyagcsere<br />
az úgynevezett arbuszkulomok és hifatekervények által történik, melyek<br />
intracellulárisan helyezkednek el. Ezek vékony sejtfalán keresztül a talajból felvett P és<br />
más anyagok egy különleges membránközi térbe kerülnek, ahonnan végül a növényi<br />
sejtekbe jutnak. Ugyanígy történik a mikorrhiza gombát tápláló szénhidrátok szállítása is,<br />
csak ellenkezı irányban, a növénytıl kiindulva (KARANDASHOV, BUCHER, 2005). Ez a<br />
kölcsönös függıség teszi a szimbiózist hasznos együttmőködéssé mindkét fél számára.<br />
A mikorrhiza gombák egyik tulajdonsága, hogy nem csak a könnyen felvehetı foszfátok<br />
abszorpcióját végzik el, hanem képesek a vízben nem oldódó szervetlen vagy<br />
éppen szerves foszforvegyületek oldására is (BOLAN, 1991). A jelen tanulmány arra<br />
szeretne választ kapni, milyen mértékben befolyásolja a foszforvegyületek típusa a<br />
gazdanövény élettani mutatóit, összehasonlítva a mikorrhiza gombákkal infektált és a<br />
nem oltott növények élettani mőködését.<br />
A kis bársonyvirág (vagy kis büdöske, alacsony büdöske), latin nevén Tagetes<br />
patula L., egyike a legismertebb egynyári virágoknak, egész nyáron díszítve a dekoratív<br />
narancssárga virágaival és sötétzöld, szeldelt leveleivel. A Tagetes a fészkesek családjába<br />
tartozó csövesvirágúak alcsaládjának (Asteroideae) egyik nemzetsége mintegy<br />
húsz fajjal. A faj Amerika meleg éghajlatú területeirıl származik, de Európába már a<br />
16. században áthozták, elterjedve ezáltal a világ legtöbb részén (BĂLA, 2007).<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Bársonyvirágokat (Tagetes patula L., CNOS-VILMORIN, Lengyelország) neveltünk<br />
hidropónikus kultúrában, perlitet használva nevelési közegnek. Az oltást INOQ Top<br />
nevezetü kereskedelmi oltóanyaggal végeztük, mely három arbuszkuláris mikorrhiza<br />
246
A mikorrhiza gomba foszfor-típus függı hasznossága Tagetes sp. dísznövénynél<br />
gombafajt tartalmaz: Glomus etunicatum (Becker & Gerdemann, Glomus intraradices<br />
(Schenck & Smith), Glomus claroideum (Schenck & Smith), expandált agyaggolyócskákon,<br />
mint vivıanyagokon. A tápelemeket Hoagland tápoldat segítségével adagoltuk,<br />
kezelésenként változtatva a foszforvegyület típusát. Az eredeti, KH 2 PO 4 -ot helyettesítettük<br />
Ca(H 2 PO 4 ) 2 vagy Ca 3 (PO 4 ) 2 -tal, kezeléstípustól függıen. A vegyületek mennyiségét<br />
úgy számoltuk ki, hogy megmaradjon az eredeti, a Hoagland által meghatározott<br />
“optimális” tápanyagarányt képviselı P mennyiség a tápoldatban. A Ca(H 2 PO 4 ) 2 -os<br />
tápoldatot kétféle módon adagoltuk: rögtön a csírázás után és/vagy a virágzás elıtti<br />
stádiumban, addig foszfor-mentes tápolatot használva az öntözéshez. A többi tápoldattípust<br />
a csírázás után kezdtük adagolni. A növények üvegházi körülmények között<br />
nevelkedtek nappali 25 o C, éjszakai 18 o C hımérsékleten, 16/8 órás nappali/éjszakai<br />
fotoperiódussal. A tápoldatot és a vizet is kétszer egy héten adagoltuk. A növényeket a<br />
virágzási szakasz közepéig neveltük. Az oltás sikerességének ellenırzéséhez gyökérmintákat<br />
festettünk ecetes-tinta módszerrel (VIERHEILIG et al., 1998) és mikroszkóp<br />
alatt vizsgáltuk. Minden kezelésbıl 30-30 gyökérszegmenst ellenıriztünk, a<br />
mikorrhizáció intenzitását (M%) és az arbuszkulumok mennyiségét (A%) jegyeztük<br />
fel, a kapott adatokat a homogenitás érdekében arcsin transzformáltuk. A teljes virágzás<br />
végén mértük a levelek klorofill- (Konica Minolta hordozható klorofillméterrel) és<br />
szárazanyag-tartalmát (Kern MLS Moister Analyzer nedvességmérıvel), a növényi<br />
biomassza mennyiségét és a levélfelületet (LA 300, ADC Bioscientific Ltd. hordozható<br />
levélfelületmérıvel). Az adatokat statisztikailag feldolgoztuk kétszempontú variancia<br />
analízis segítségével. A szignifikanciára vonatkozó értékeket az F-táblázati adatokkal<br />
hasonlítottuk össze. Eredményként az adatok átlagértékeit és a szórásokat adtuk meg.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A kísérleti növények nedvessúlya a következı módon változott a megadott körülmények<br />
között: a mikorrhiza gombával történı oltás nem befolyásolta az eredményeket szignifikánsan<br />
(a kétszempontos varianciaanalízis alapján F=1.174, F 5% =4.4, FF 1% ). A<br />
nedvessúly akkor volt a legnagyobb, amikor a foszfortípus könnyen felvehetı formában<br />
volt jelen a tápoldatban, viszont a legnehezebben felvehetı formák nagyon alacsony<br />
értékeket generálnak a növények nedvessúlyában. Az oltás és a foszforkezelés között<br />
nem találtunk szignifikáns összefüggést 95%-os valószínőségi szinten a könnyen felvehetı<br />
foszfor-formánál (1. ábra).<br />
A levelek szárazanyag tartalmát nem befolyásolja szignifikánsan az arbuszkuláris<br />
mikorrhiza gombákkal történı oltás (a kétszempontos varianciaanalízis alapján<br />
F=0.001, F 5% =4.4, F
Schmidt – Bíró – Şumălan – Şumălan<br />
A kísérleti növények nedvessúlya (g)<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
KH2PO4<br />
Ca(H2PO4)2<br />
viragzas<br />
Ca(H2PO4)2 teljes<br />
Ca3(PO4)2<br />
Myc+<br />
Myc-<br />
1. ábra Az összes nedvessúly változása a Tagetes patula L. dísznövénynél különbözı foszforformák<br />
és mikorrhiza gomba (AM) hatására virágzáskori és teljes életszakaszban történı oltáskor<br />
(Myc+ AM-oltott növények, Myc- oltatlan, kontroll növények. Az oszlopok az átlagot, n=5;<br />
a függıleges vonalak a szórást jelölik)<br />
16<br />
A levelek szárazanyagtartalma (%)<br />
14<br />
12<br />
10<br />
8<br />
6<br />
4<br />
2<br />
0<br />
KH2PO4<br />
Ca(H2PO4)2<br />
viragzas<br />
Ca(H2PO4)2 teljes<br />
Ca3(PO4)2<br />
Myc+<br />
Myc-<br />
2. ábra A levelek átlagos szárazanyagtartalma a Tagetes patula L. dísznövénynél különbözı<br />
foszfor-formák és mikorrhiza hatására virágzáskori és teljes életszakaszban történı oltáskor<br />
(Myc+ AM-oltott növények, Myc- oltatlan, kontroll növények. Az oszlopok az átlagot, n=5; a<br />
függıleges vonalak a szórást jelölik)<br />
A teljes levélfelület esetében szignifikáns különbségek láthatók a foszforkezelések<br />
között (99%-os valószínőségi szinten, F=101.58, F 1% =2.9, F>F 1% ) és az oltás hatására<br />
(95%-os valószínőségi szinten, F=9.40, F 5% =4.4, F>F 5% ). A legnagyobb levélfelületet a<br />
könnyen felvehetı foszforral (KH 2 PO 4 ) kezelt és a mikorrhiza gombával oltott növényeknél<br />
mértük, míg a legkissebbet az oltatlan, legnehezebben oldható foszforral<br />
((Ca 3 (PO 4 ) 2 )) kezelt egyedeknél. A mikorrhiza gombával történı oltás következtében a<br />
növények lényegesen nagyobb levélfelületet fejlesztettek ki, ami növeli a növények<br />
díszítı értékét (3. ábra).<br />
A levelek klorofill-tartalmánál csökkenés figyelhetı meg a foszfortípus felvehetıségének<br />
csökkenésével párhuzamosan, így a legkisebb mérési eredmény a legnehezebben<br />
oldható foszfátnál volt észlelhetı. Az oltásnak nincs szignifikánsan is kimutatható<br />
hatása a klorofill-tartalom alakulására (F=0.45, F 5% =4.4, F
A mikorrhiza gomba foszfor-típus függı hasznossága Tagetes sp. dísznövénynél<br />
8000<br />
7000<br />
Teljes levélfelület (cm2)<br />
6000<br />
5000<br />
4000<br />
3000<br />
2000<br />
1000<br />
Myc+<br />
Myc-<br />
0<br />
KH2PO4<br />
Ca(H2PO4)2<br />
viragzas<br />
Ca(H2PO4)2 teljes<br />
Ca3(PO4)2<br />
3. ábra A növények teljes levélfelületének változása különbözı foszfor-formák és mikorrhiza<br />
hatására virágzáskori és teljes életszakaszban történı oltáskor (Myc+ oltott növények, Mycoltatlan<br />
növények. Az oszlopok az átlagot, n=5; a függıleges vonalak a szórást jelölik)<br />
50<br />
Klorofilltartalom (SPAD egységek)<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
KH2PO4<br />
Ca(H2PO4)2<br />
viragzas<br />
Ca(H2PO4)2 teljes<br />
Ca3(PO4)2<br />
Myc+<br />
Myc-<br />
4. ábra A levelek klorofilltartalma SPAD egységben (a klorofill abszorbanciája 650/940 nmen)<br />
a különbözı foszfor-formák és mikorrhiza hatására virágzáskori és teljes életszakaszban<br />
történı oltáskor (Myc+ AM-oltott növények, Myc- oltatlan, kontroll növények. Az oszlopok az<br />
átlagot, a függıleges vonalak a szórást jelölik)<br />
A vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
A foszforvegyület oldékonyságának rosszabbodásával a növények növekedése és fejlıdése<br />
is gátlást szenved. A mért növényélettani paraméterek közül a növény díszítıértéke<br />
(a teljes levélfelület és a nedves növény-tömeg) bizonyult a legérzékenyebbnek<br />
a foszfor-minıségére, talajból, nevelési közegbıl való felvehetıségének a mértékére. A<br />
klorofill-tartalmat (a zöld növényi részek színét) az AM oltás kevésbé változtatta meg a<br />
foszfor-kezelésekkel összehasonlítva, amint ezt a korábbi kutatások is bizonyítják<br />
(SCHMIDT, ŞUMĂLAN, 2009; PARÁDI et al., 2003).<br />
A mikorrhiza gomba hatása ugyanakkor a virágzás idején fokozottan nyilvánult meg a<br />
foszforhiányos körülmények között; az ilyen kései idıpontban segítséget kapó növények a<br />
teljes életciklusban jól ellátott növények minıségét még sem tudták utólérni az egyik<br />
foszfortípusnál sem. Az oltott, mikorrhizált növények víztartalma a közepesen felvehetı<br />
foszforformánál adódott a legnagyobbnak. A mikorrhiza gombák pozitív hatását a foszfor<br />
felvehetısége mellett a növényélettani állapot is befolyásolta. A mért növény-mikorrhiza<br />
paraméterek foszfor-érzékenysége ezért nem volt azonos mértékő. Az AM gombák szimbiózisos<br />
“rugalmasságukkal” így segíthetik a növénynövekedést a tápanyaghiányos, de a<br />
terhelt, akár szennyezett körülmények között is (BIRÓ et al., 2005; FÜZY et al., 2008).<br />
249
Schmidt – Bíró – Şumălan – Şumălan<br />
5. ábra A kísérleti növények (Tagetes patula L.) díszitı-értékének összehasonlítása különféle<br />
kezelések mellett: KH 2 PO 4 -tal kezelt, oltatlan (bal felsı kép) és oltott (jobb felsı kép) növények,<br />
Ca(H 2 PO 4 ) 2 -tal és Ca 3 (PO 4 ) 2 -tal kezelt (bal alsó és job also kép) növények, mikorrhiza<br />
oltással ( a fotók jobb oldali részén)<br />
A foszfor minısége, oldhatósága és ezáltal a talajból (nevelési közegbıl történı) felvehetıségének<br />
a mértéke kulcsfontosságú a dísznövényeknél (is). A mikorrhiza gomba a<br />
nehezebben felvehetı foszforvegyületek hasznosítását képes javítani, ami a növénymikroba<br />
szimbiózis jelentıségét különösen kihangsúlyozza. A mikorrhiza gomba kedvezı<br />
hatása a gazdanövény élettani igényével a növény életciklusa során, illetve azzal arányosan<br />
is változik, fokozódik. Az arbuszkuláris mikorrhiza gombák legfıképpen a növény<br />
díszítı-értékét növelték meg, ami a használatukat sürgeti (5. ábra).<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Köszönjük az Európai Unió Pilot program “Ösztöndíjas doktoranduszok kutatási<br />
támogatása” (POSDRU/6/1.5/S/21) segítségét. Köszöntjük az MTA TAKI 50 éves Talajbiológiai<br />
és –biokémiai Osztályát, valamint 10 éves Rhizobiológiai Kutatórészlegét!<br />
Irodalomjegyzék<br />
AZCON-AGUILAR, C., BAREA, J. M. (1996). Arbuscular mycorrhizas and biological control of soilborne<br />
plant pathogens – an overview of the mechanism involved. Mycorrhiza, 6, 457-464.<br />
BĂLA, M. (2007). Floricultură generală şi specială. Biotehnologia şi tehnologia de cultură a<br />
plantelor ornamentale cultivate în câmp şi în spaŃii protejate. Editura de Vest. Timişoara.<br />
250
A mikorrhiza gomba foszfor-típus függı hasznossága Tagetes sp. dísznövénynél<br />
BIRÓ, B. (2001). Homokpusztagyepek mikroszimbionta gyökérkapcsolattal rendelkezı növényei<br />
és a szárazságtőrésben betöltött szerepük. In BORHIDI, A., BOTTA-DUKÁT, Z. (szerk.)<br />
Ökológia az ezredfordulón I. Mőhelytanulmányok. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia, Budapest,<br />
173-175.<br />
BIRÓ, B., KÖVES-PÉCHY, K., TSIMILLI-MICHAEL, M., STRASSER, R. J. (2006). Role of the<br />
beneficial microsymbionts on the plant performance and plant fitness. In MUKERJI, K. G.,<br />
MANOHARACHARY, C., SINGH, (eds). J. Soil Biology, Vol. 7, Microbial Activity in the<br />
rhizosphere. Springer-Verlag Berlin, Heidelberg, 265-296.<br />
BOLAN, N. S. (1991). A critical review on the role of mycorrhizal fungi in the uptake of<br />
phosphorous by plants. Plant and Soil, 134, 189-207.<br />
BRUNDRETT, M. C. (2009). Mycorrhizal associations and other means of nutrition of vascular<br />
plants: understanding the global diversity of host plants by resolving conflicting information<br />
and developing reliable means of diagnosis. Plant and Soil, 320, 37-77.<br />
CLARK, R.B., ZETO, S.K. (2000). Mineral acquisition by arbuscular mycorrhizal plants. Journal<br />
of Plant Nutrition, 23 (7), 867-902.<br />
FÜZY, A., BIRÓ, B., TÓTH, T., HILDEBRANDT, J., BOTHE, H. (2008). Drought, but not salinity<br />
determines the apparent effectiveness of halophytes colonized by arbuscular mycorrhizal<br />
fungi. Journal of Plant Physiology, 165, 1181-1192.<br />
KARANDASHOV, V., BUCHER, M. (2005). Symbiotic phosphate transport in arbuscular<br />
mycorrhizas. Trends in Plant Science, 10 (1), 22-29.<br />
PARÁDI, I., BRATEK, Z., LÁNG, F. (2003). Influence of arbuscular mycorrhiza and phosphorus<br />
supply on polyamine content, growth and photosynthesis of Plantago lanceolata. Biologia<br />
Plantarum, 46, 563–569<br />
REMY W., TAYLOR T. N., HASS H., KERP H. (1994). Four houndred-million-year-old vesicular<br />
arbuscular micorrhizae. Proceedings National. Academy. Sciences, USA, 91, 11841-11843.<br />
SCHMIDT, B., ŞUMĂLAN, R. (2009). Mycotroph Nutrition – Viable Alternative for the Improve<br />
of Phosphorous Nutrition on Poor Soils. Bulletin UASVM Agriculture, 66 (1), 164-170.<br />
SMITH, S. E., READ, D. J. (2008). Mycorrhizal symbiosis. Third edition, Academic Press,<br />
Elsevier.<br />
TAYLOR, T. N., REMY, W., HASS, H., KERP, H. (1995). Fossil arbuscular mycorrhiza from the<br />
Early Devonian. Mycologia, 87 (4), 560-573.<br />
TAKÁCS, T., VÖRÖS, I. (2003). Role of the arbuscular mycorrhizal fungi in the water and<br />
nutrient supply of their host plant. Növénytermelés, 52, 583–593.<br />
VIERHEILIG, H., COUGHLAN, A. P., WYSS, U., PICHE, Y. (1998). Ink and Vinegar, a simple<br />
staining technique for arbuscular-mycorrhizal fungi. Applied and Environmental<br />
Microbiology, 64 (12), 5004-5007.<br />
251
252
FÖLDIGILISZTA EGYEDSZÁM ÉS<br />
FAJÖSSZETÉTEL VIZSGÁLATA KÜLÖNBÖZİ<br />
TALAJHASZNÁLATNÁL<br />
Simon Barbara, Marosfalvi Zsófia, Szeder Balázs, Gál Anita<br />
Szent István Egyetem, Környezettudományi Intézet, <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: simon.barbara@mkk.szie.hu<br />
Összefoglalás<br />
Az EU Talajvédelmi Stratégiája megállapította az Európa talajait veszélyeztetı nyolc tényezıt,<br />
melyek között szerepelt a talaj biológiai sokféleségének csökkenése. Vizsgálataink célja a különbözı<br />
mértékben degradált és eltérı módon hasznosított területeken (mezıgazdasági mővelés,<br />
gyep, erdı, ökológiai gazdálkodás) található talajok biodiverzitásának és biológiai aktivitásának<br />
vizsgálata földigiliszták indikátor szervezetként történı felhasználásával. Vizsgálatainkat 2007<br />
és 2009 között, évente kétszer, tavasszal és ısszel végeztük. A földigiliszták egyedszámát és<br />
biomasszáját az ISO 23611-1 szabvány szerint, a fajok meghatározását a magyarországi földigilisztafajok<br />
határozókulcsa alapján végeztük. Az eredmények alapján megállapíthatjuk, hogy a<br />
kevésbé degradált/bolygatott területek nagyobb földigiliszta egyed- és fajszámot mutattak, mint<br />
az erısen degradált/bolygatott területek.<br />
Summary<br />
The EU Soil Protection Strategy stated the eight threaths for European soils, among them the<br />
decline of soil biodiversity. The aim of our investigations was to measure soil biodiversity and<br />
biological activity using earthworms as indicators on areas under different land use and in<br />
different stages of degradation (tillage, grassland, forest, ecological farming). We carried out<br />
the investigations between 2007-2009, twice a year (spring and fall). Earthworm abundance and<br />
biomass were determined according to ISO 23611-1, species were determined according to the<br />
key for Hungarian earthworm species. Based on our results we can conclude, that less<br />
degraded/disturbed areas show greater abundance and species diversity than the areas of heavily<br />
degraded/disturbed.<br />
Bevezetés<br />
A mezıgazdasági mővelés alatt álló területeken a földigiliszta populációk száma általában<br />
alacsonyabb, mint a bolygatástól mentes területeken. A populáció csökkenése a<br />
talajmővelés miatt következik be; egyrészt a talajmővelés okozta közvetlen fizikai<br />
sérülések miatt, közvetetten pedig a földigiliszták élıhelyének tönkretétele, illetve az<br />
elérhetı tápanyag mennyiségének a csökkenése miatt (EDWARDS, 1983; EDWARDS,<br />
LOFTY, 1982; FRASER et al., 1996). A populáció csökkenés mértéke függ a talajmővelés<br />
minıségétıl és gyakoriságától. Svájcban különbözı talajokon vizsgálva CUENDET<br />
(1983) azt találta, hogy a szántás okozta közvetlen földigiliszta pusztulás 25%-ot tett<br />
ki. Számos tanulmány 50%-os populáció csökkenést mutatott hagyományos talajmővelés<br />
következtében gabonafélék (CURRY et al., 1995; ROVIRA et al., 1987) és burgonya<br />
(BUCKERFIELD, WISEMAN, 1997) esetében. Mindazonáltal a talajmővelés hatása ideiglenes,<br />
ugyanis a populációk rendszerint 6-12 hónap alatt visszaállnak az eredeti szintre,<br />
ha a megfelelı tápanyagforrás jelen van (CURRY et al., 2002).<br />
253
Simon – Marosfalvi – Szeder – Gál<br />
Anyag és módszer<br />
Mintavételi területek jellemzése<br />
A földigiliszta egyedszám és fajösszetétel meghatározásához a talajmintákat a következı<br />
négy területrıl vettük: 1. Szent István Egyetem (SZIE) Józsefmajor, 2. SZIE Agrárerdı,<br />
3. Babatvölgy Biokertészeti Tanüzem és 4. SZIE Szárítópusztai Kísérleti Tangazdaság.<br />
Ezen mintavételi helyek közül a SZIE Józsefmajor mintavételi terület, illetve<br />
az itt kapott eredmények részletesebb jellemzésére törekszünk, majd röviden összehasonlítjuk<br />
a négy mintavételi területrıl származó eredményeket.<br />
1. SZIE Józsefmajori Tanüzem<br />
A Szent István Egyetem Józsefmajori Tanüzeme az Észak-Alföldi hordalékkúpsíkság<br />
és a Cserhátalja határán található. A tangazdaság 270 hektáros területébıl 255<br />
ha szántó, illetve legelı, 10 ha erdı és fasor, 5 ha gazdasági udvar. Négy talajszelvényt<br />
vizsgáltunk meg egy eróziós katéna mentén, melyek jól mutatják az erózió különbözı<br />
fokozatait (erózió mentes /referencia/ szelvény; kissé erodált; nagyon erodált szelvények;<br />
illetve a szedimentációs terület). Az elsı két szelvény mészlepedékes mezıségi<br />
talaj, a harmadik földes kopár és a felhalmozódási területet reprezentáló szelvény<br />
csernozjom területek lejtıhordaléka (MICHÉLI et al., 2006). Az elsı három szelvény<br />
területén mezıgazdasági mővelés folyt, a negyedik, ún. szedimentációs terület pedig<br />
bolygatatlan és gyepes vegetációval borított.<br />
2. SZIE Agrárerdı<br />
A SZIE Agrárerdı a Gödöllıi-dombság területén, a Szent István Egyetem mögött<br />
helyezkedik el. A két vizsgált talajszelvény közül az elsı löszös homokon kialakult<br />
rozsdabarna erdıtalaj, mely a terület legmagasabb pontján található. A másik, mélyebben<br />
fekvı szelvény agyagbemosódásos barna erdıtalaj, mely löszös, üledékes agyagos<br />
alapkızeten alakult ki.<br />
3. SZIE Babatvölgy Biokertészeti Tanüzem (BBKT)<br />
A Babatvölgy Biokertészeti Tanüzem 2000-óta mőködik. Biozöldséget,<br />
biogyümölcsöket és főszernövényeket termesztenek. A 7 hektáros biokert a SZIE<br />
Babatvölgy területének (273 ha) dél-nyugati szélén található, 5 km-re észak-keletre<br />
Gödöllı városától. A kertet három oldalról vegyes összetételő erdıs terület veszi körül,<br />
észak-nyugati irányban pedig a Grassalkovich Istálló Kastéllyal szomszédos. A kert a<br />
Gödöllıi-dombság területén található, a homokos területen agyagbemosódásos barna<br />
erdıtalaj jellemzı.<br />
4. SZIE Szárítópusztai Kísérleti Tangazdaság<br />
Szárítópuszta a Szent István Egyetem Kísérleti Tangazdasága, itt két szelvényt<br />
vizsgáltunk. Az elsı egy enyhe lejtı felsı harmadában, lösz alapkızeten kialakult gyepes<br />
vegetációval borított csernozjom barna erdıtalaj. A második szelvény lösz alapkızeten<br />
kialakult öntéstalaj, mely az enyhe lejtı alsó harmadában található. A mintázás<br />
idején repcét termesztettek itt.<br />
A földigiliszták mintázása<br />
A földigiliszták mintázását 2007 és 2009 között, évente kétszer, tavasszal (áprilismájus)<br />
és ısszel (szeptember-október) végeztük. Kézi válogatással történt a mintázás<br />
az ISO 23611-1 (2006) standard alapján, 25x25x25 cm-es talajszeletbıl. 70%-os eta-<br />
254
Földigiliszta egyedszám és fajösszetétel vizsgálata különbözı talajhasználatnál<br />
nollal telt mőanyag palackokba helyeztük a földigilisztákat, majd minimum fél, maximum<br />
24 óra eltelte után áthelyeztük ıket két hétre 4%-os formalinba fixálás céljából. A<br />
végleges tartósítás 70%-os etanolban történt. A mintázást a feltárt talajszelvények fıfalától<br />
5 méterre, 3 ismétlésben végeztük.<br />
Meghatároztuk az így tartósított földigiliszták biomassza tömegét analitikai mérlegen<br />
három tizedes pontossággal. A földigiliszták fajának meghatározását „A magyarországi<br />
földigilisztafajok (Lumbricidae) határozókulcsa” alapján (CSUZDI, 2007) végeztük tízszeres<br />
nagyítású mikroszkóppal, elsısorban a giliszták külsı morfológiai bélyegei alapján.<br />
Eredmények<br />
A SZIE Józsefmajori Tanüzem területén a földigiliszta egyedszám és biomassza összehasonlításakor<br />
a következıket tapasztaltuk. A 2007-2008 tavaszi és ıszi mintavételek 1 m 2 -<br />
re vetített átlag egyedszámát és biomassza tömegét az 1. ábra mutatja.<br />
600<br />
500<br />
Biomassza (g)<br />
Egyedszám (db)<br />
400<br />
g és db<br />
300<br />
200<br />
100<br />
0<br />
Eróziómentes<br />
Kissé erodált<br />
Nagyon erodált<br />
Szedimentációs<br />
terület<br />
Eróziómentes<br />
Kissé erodált<br />
Nagyon erodált<br />
Szedimentációs<br />
terület<br />
Eróziómentes<br />
Kissé erodált<br />
Nagyon erodált<br />
Szedimentációs<br />
terület<br />
Eróziómentes<br />
Kissé erodált<br />
Nagyon erodált<br />
Szedimentációs<br />
terület<br />
2007 tavasz 2007 ısz 2008 tavasz 2008 ısz<br />
Évszak / Talajszelvény<br />
1. ábra Földigiliszták átlag biomassza tömege (g) és egyedszáma (db)<br />
1 m 2 -re vetítve Józsefmajor mintavételi területen (2007-2008. évben)<br />
Az ábrán látható, hogy minden mintavételi idıszakban a szedimentációs terület átlag<br />
egyedszáma (245 db/m 2 , 91 db/m 2 , 501 db/m 2 , valamint 261 db/m 2 ), illetve az átlag<br />
biomasszája (43 g/m 2 , 3,446 g/m 2 , 35,082 g/m 2 , valamint 38,692 g/m 2 ) mutatta a legmagasabb<br />
értéket. Ennek oka az, hogy a terület az eróziós katéna legmélyebben fekvı<br />
szakaszán elhelyezkedı felhalmozódási szelvény, ahová a katéna felsı szakaszairól<br />
nedvesség, és szerves anyagban gazdag hordalék érkezik, illetve a területre jellemzı<br />
bolygatatlan gyepes vegetáció kiváló élıhelyet biztosít a földigiliszta populációk számára.<br />
Az eróziós katéna legtetején elhelyezkedı, ún. eróziómentes területen a várttal<br />
ellentétben nem minden esetben kaptunk magas egyedszám és biomassza értékeket.<br />
Ezen a területen észrevehetı egy bizonyos évszakonkénti periodicitás. A tavaszi min-<br />
255
Simon – Marosfalvi – Szeder – Gál<br />
tavétel alkalmával az egyedszám a másik három területhez képest a legalacsonyabb<br />
értéket mutatta, ezzel szemben az ıszi mintavétel során egyedszáma a kissé erodált és a<br />
nagyon erodált területek egyedszámához képest magasabb értékeket adott. A biomaszsza<br />
tömeg tekintetében az eróziómentes terület az ıszi mintavételezések során nem<br />
haladja meg a nagyon erodált terület mintáinak biomassza tömegét, ami a felnıtt és a<br />
fiatal egyedek eltérı arányából következhet. A szelvény az eróziós katéna plató pozíciójában,<br />
kitett területen helyezkedik el, ahol a talajban 20 cm-es mélységben a többi<br />
szelvényhez képest erısebben kialakult eketalp réteg képzıdött, amely nagy valószínőséggel<br />
gátolta a giliszták szabad mozgását a talajszintek között. A kissé erodált terület<br />
átlag egyedszáma csak a 2007 tavaszi mintavételezés során mutatott magasabb értéket,<br />
mint a nagyon erodált terület egyedszáma. A többi mintavételezés alkalmával a nagyon<br />
erodált mintavételi helyszín egyedszáma mutatott magasabb értékeket. Megállapítható,<br />
hogy az átlag biomassza tömeg értékeinek alakulása többnyire követi az egyedszám<br />
értékeiben bekövetkezı változásokat. Kivételt ez alól csak 2008 tavasza képez, amikor<br />
az alacsonyabb egyedszámú kissé erodált területen nagyobb biomassza tömeget tapasztaltunk,<br />
mint a magasabb egyedszámot mutató nagyon erodált területen, aminek oka a<br />
juvenilis példányok számának különbségében lehet.<br />
A földigiliszta fajösszetétel vizsgálatakor a következı 8 faj fordult elı:<br />
Aporrectodea rosea, Aporrectodea caliginosa, Aporrectodea georgii, Allolobophora<br />
chlorotica, Dendrobaena octaedra, Octolasion lacteum, Proctodrilus ophistoductus és<br />
Proctodrilus tuberculatus. A fajösszetételt szelvényenként vizsgálva azt tapasztaltuk,<br />
hogy minden évszakban a szedimentációs területen találtuk a legmagasabb fajszámot<br />
(2007 tavasz: 4 faj, 2007 ısz: 3 faj, 2008 ısz: 5 faj), kivéve 2008 tavaszát, amikor<br />
minden szelvénynél 3 fajt találtunk.<br />
Egyedszám, biomassza tömeg és fajösszetétel összehasonlítása a négy<br />
mintavételi területen<br />
A józsefmajori és a szárítópusztai gyepes vegetációjú mintaterületeken találtuk évszakok<br />
szerint a legmagasabb egyedszámokat. A józsefmajori nem erodált, kissé erodált és nagyon<br />
erodált szántott területeken, valamint a szárítópusztai szintén mővelt öntéstalajon a<br />
földigiliszták átlag egyedszáma a várakozásoknak megfelelıen kevesebbnek bizonyult a<br />
nem mővelt gyepes területekéhez képest. Ugyanakkor, amint azt a 2. ábra mutatja, a<br />
józsefmajori mintavételi területek (eróziómentes, gyengén erodált, nagyon erodált, szedimentációs)<br />
egyedszámában statisztikailag szignifikáns különbség nincs. Ezzel ellentétben<br />
a szárítópusztai mintavételi területek (CSBET /csernozjom barna erdıtalaj/ és öntés)<br />
földigiliszta egyedszámában szignifikáns különbség van.<br />
Az ökológiai gazdálkodás keretei között vegyszertıl mentes szántóföldi mővelés alatt álló<br />
babati területekrıl ugyanazon évszakokból származó minták mind a szárítópusztai, mind a<br />
józsefmajori intenzíven mővelt területek mintáival összehasonlítva magasabb egyedszámot<br />
adnak. Az Agrárerdı mintavételi területeirıl származó minták jóval kevesebb egyedszámot<br />
tartalmaztak, mint a fent említett három mintavételi terület mintái. A 2. ábra alapján azt is<br />
megállapíthatjuk, hogy a babati mintavételi területek (BB 1, BB 2) egyedszámai között, és az<br />
agrárerdei mintavételi területrıl származó minták (ABET /agyagbemosódásos barna erdıtalaj/<br />
és RBET /rozsdabarna erdıtalaj/) egyedszámai között sincs szignifikáns különbség.<br />
A biomassza tömegekrıl elmondható, hogy általában véve követik az egyedszám<br />
változásait, kivéve ez alól azon eseteket, ahol a felnıtt és juvenilis egyedek tömegaránya<br />
megváltoztatja az egyedszám és biomassza tömeg fent említett összefüggését.<br />
256
Földigiliszta egyedszám és fajösszetétel vizsgálata különbözı talajhasználatnál<br />
Ugyanakkor a 3. ábra alapján megállapíthatjuk, hogy a biomassza és az egyedszám<br />
változása között összességében lineáris korreláció van, azaz elmondható, hogy a biomassza<br />
tömege követi az egyedszámban bekövetkezett változásokat.<br />
2. ábra A mintavételi területek egyedszámának (db/m 2 ) statisztikai elemzése, ahol a szignifikáns<br />
különbségeket az abc kis betőivel jelöltük (Pearson-féle lineáris korreláció, 95%-os konfidencia<br />
intervallum)<br />
3. ábra A mintavételi területek egyedszámának (db/m 2 ) és biomasszájának (g/m 2 ) összehasonlítása<br />
statisztikai elemzéssel (Pearson-féle lineáris korreláció, 95%-os konfidencia intervallum)<br />
Fajösszetétel szempontjából a gyepes területek (Józsefmajor és Szárítópuszta) adták<br />
összességében a legmagasabb fajszámot (8 és 7 faj). Ezzel ellentétben a mezıgazdasági<br />
mővelés alatt álló Babati Biokertészetben, valamint az Agrárerdı területén jóval keve-<br />
257
Simon – Marosfalvi – Szeder – Gál<br />
sebb fajszámot sikerült mintáznunk (4 faj, valamint 2 faj). A mintavételek során egy<br />
olyan fajt találtunk (Aporrectodea rosea), mely mind a négy mintaterületen elıfordult,<br />
s egy olyan fajt (Octolasion lacteum), mely három mintavételi területen is megtalálható<br />
(Józsefmajor, Szárítópuszta és Agrárerdı). Az Aporrectodea rosea-ra jellemzı, hogy a<br />
leggyakrabban elıforduló fajként szerepelt mind a józsefmajori, mind pedig a szárítópusztai<br />
mintavételi területeken. Az Octolasion lacteum-ról elmondható, hogy az Agrárerdı<br />
területén szinte kizárólag csak ez a faj fordult elı (ezen kívül egy példány<br />
Aporrectodea rosea-t mintáztuk 2008 tavaszán a rozsdabarna erdıtalajon).<br />
Eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
A józsefmajori és a szárítópusztai gyepes vegetációjú területek magas egyedszáma<br />
alapján megállapíthatjuk, hogy a gyepes növényborítottság, valamint a bolygatatlan<br />
terület kedvezı irányba befolyásolja a földigiliszták egyedszám változását. A<br />
józsefmajori (szedimentációs) gyepes terület az eróziós katéna legalsó pontjaként szerves<br />
anyagban igen gazdag. Az irodalmi adatok (BRADY, WEIL, 1999; SZABÓ, 2008;<br />
EDWARDS, 1994; COLEMAN et al., 2004) és saját méréseink alapján megállapíthatjuk,<br />
hogy a földigiliszták elınyben részesítik a magas szerves anyag tartalmú területeket.<br />
Az intenzív mővelés alá vont területek alacsonyabb egyed- és fajszáma alapján<br />
megállapíthatjuk, hogy a szántóföldi mővelés, a talaj évenkénti bolygatása negatív<br />
irányba befolyásolja a földigiliszta aktivitást és a fajösszetételt. Az eróziómentes területen<br />
mindezek mellett az eketalpréteg kialakulása komoly szerkezeti leromlást és talajtömörödést<br />
okozott, amely eredményeként alacsonyabb egyed- és fajszámot kaptunk a<br />
várttal ellentétben. Az eredmények alapján megállapíthatjuk, hogy az ökológiai gazdálkodás<br />
alá vont terület (Babati Biokertészet) magasabb egyedszáma az intenzív mővelés<br />
alá vont területek azonos évszakban vett mintáival összehasonlítva a vegyszermentes<br />
gazdálkodással hozható összefüggésbe. Az Agrárerdı alacsony földigiliszta<br />
egyedszámainak valószínősíthetı oka a savanyú talajtípus, valamint a magas homok<br />
tartalom (68-70%).<br />
A 2008 tavaszi józsefmajori kissé erodált és nagyon erodált területekrıl vett minták<br />
közel azonos egyedszámának eltérı biomassza tömege az eredmények alapján arra enged<br />
következtetni, hogy a biomassza tömeg nem minden esetben követi az egyedszám változásait,<br />
s ebben nagy szerepe van a juvenilis és a felnıtt egyedek testtömeg arányának.<br />
A mintavételi területekrıl elmondható továbbá, hogy az eltérı talajtípusok, valamint<br />
a különbözı domborzati viszonyok (lejtıszög) hatással vannak a földigiliszták<br />
aktivitására. Megállapítható továbbá, hogy az évszakok periodicitása, valamint az adott<br />
évszak idıjárási viszonyai is nagyban befolyásolják a földigiliszták aktivitását. A kutatások<br />
eredményei ez esetben is megegyeztek az irodalmi adatokkal (PACS et al., 1990).<br />
A fajösszetétel alapján megállapíthatjuk, hogy a gyepes vegetációjú területek adták<br />
a legmagasabb fajszámot. Az ökológiai gazdálkodásba vont terület magasabb fajszámot<br />
mutatott, mint az intenzíven mővelt területek. A legkevesebb fajszámot az Agrárerdı<br />
mintavételi helyszínei adták. A fent említett megállapítások a növényborítottsággal<br />
(gyep, szántóföldi kultúra, erdı), a szántóföldi mővelés gazdálkodási irányával<br />
(ökológiai, intenzív), valamint a terület bolygatásával, vagy bolygatatlanságával hozhatók<br />
összefüggésbe. Fajösszetétel szempontjából megállapíthatjuk továbbá, hogy a leggyakrabban<br />
elıforduló faj, az Aporrectodea rosea különbözı mintavételi területeken<br />
tapasztalható gyakori elıfordulását és magas egyedszámát az irodalmi adatokban is<br />
említett „közönséges” elıfordulásának köszönheti (CSUZDI, ZICSI, 2003).<br />
258
Földigiliszta egyedszám és fajösszetétel vizsgálata különbözı talajhasználatnál<br />
Irodalomjegyzék<br />
BRADY, N. C., WEIL, R. (1999). The Nature and Properties of Soils, Twelfth Edition, 412-415.<br />
BUCKERFIELD, J. C., WISEMAN, D. M. (1997). Earthworm populations recover after potato<br />
cropping. Soil Biol. Biochem., 29, 609-612.<br />
COLEMAN, D. C., CROSSLEY, JR. D. A., HENDRIX, P. F. (2004). Fundamentals of soil ecology.<br />
Second Edition. Elsevier Academic Press, Oxford, 169-181.<br />
CSUZDI, CS. (2007). <strong>Magyar</strong>ország földigiliszta-faunájának áttekintése (Oligochaeta,<br />
Lumbricidae). Állattani közlemények, 92 (1), 3-38.<br />
CSUZDI, CS., ZICSI, A. (2003). Earthworms of Hungary (Annelida: Oligochaeta, Lumbricidae).<br />
Pedozoologica Hungarica, No. 1, Budapest.<br />
CUENDET, G. (1983). Predation on earthworms by the black-headed gull (Larus ridibundus L.).<br />
In Satchell, J. E. (Ed.) Earthworm Ecology. From Darwin to Vermiculture. Chapman and<br />
Hall, London, 415-424.<br />
CURRY, J. P., BYRNE, D., BOYLE, K. E. (1995). The earthworm population of a winter cereal<br />
field and its effects on soil and nitrogen turnover. Biol. Fertil. Soils., 19, 166-172.<br />
CURRY, J. P., BYRNE, D., SCHMIDT , O. (2002). Intensive cultivation can drastically reduce<br />
earthworm populations in arable land. European J. Soil Biol., 38, 127-130.<br />
EDWARDS, C. A. (1983). Earthworm ecology in cultivated soils. In: Satchell, J. E. (Ed.),<br />
Earthworm ecology. From Darwin to Vermiculture. Chapman and Hall, London, 123-137.<br />
EDWARDS, C. E. (ed.) (1994). Earthworm ecology. CRC Press, Washington D.C., Second Edition.<br />
EDWARDS, C. E., LOFTY, J. R.. (1982). The effect of direct drilling and minimal cultivation on<br />
earthworm populations. J. Appl. Ecol., 19, 723-734.<br />
FRASER, P. M., WILLIAMS, P. H., HAYNES, R. J. (1996). Earthworm species, population size and<br />
biomass under different cropping systems across the Canterbury Plains, New Zealand. Appl.<br />
Soil Ecol., 3, 49-57.<br />
ISO - INTERNATIONAL STANDARD ISO23611-1 (First edition 2006.02.01.): Soil quality –<br />
Sampling of soil invertebrates – Part 1: Hand-sorting and formalin extraction of earthworms,<br />
Reference number: ISO 23611-1:2006 (E)<br />
MICHÉLI, E., SZEGI, T., FUCHS, M., SZEDER, B., HEGYMEGI, P. (2006). Útmutató a <strong>Magyar</strong>ország<br />
talajai <strong>Talajtani</strong> szakmérnöki tárgy tanulmányútjához. 2006. október 11-13. Szent István<br />
Egyetem, <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék.<br />
PACS, I., PUSKÁS, F., ZICSI, A. (1990). Giliszta, gilisztahumusz. Mezıgazdasági Kiadó Kft.,<br />
Budapest, 7-15.<br />
ROVIRA, A. D., SMETTEN, K. R. J., LEE, K. E. (1987). Effect of rotation and conservation tillage<br />
on earthworm in a red-brown earth under wheat. Aust. J. Agric. Res., 38, 829-834.<br />
SZABÓ, I. M. (2008). Az általános talajtan biológiai alapjai. Mundus <strong>Magyar</strong> Egyetemi Kiadó,<br />
Budapest, 245-258.<br />
259
260
ARBUSZKULÁRIS MIKORRHIZA GOMBA<br />
OLTÓANYAGOK ELİÁLLÍTÁSÁNAK<br />
SZEMPONTJAI A HELYSPECIFIKUS<br />
FITOREMEDIÁCIÓBAN<br />
Takács Tünde<br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: takacs@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
A fitoremediációs eljárások a környezetkímélı biológiai helyreállítási módszerek közé tartoznak.<br />
Hatékonyságukat - a helyreállított területek fenntarthatóságát, a növények életképességét, a<br />
természetközeli állapotok elérését és a szukcessziós folyamatok sebességét – az irányított<br />
mikorrhizáció jelentısen növelheti. A nehézfémszennyezést toleráló, a gazdanövényekkel kompatibilis<br />
arbuszkuláris mikorrhiza (AM) gombatörzsek fitostabilizációs és fitoextrakciós célú alkalmazása<br />
mellékhatások nélkül, a talajtermékenység megırzése mellett biztosíthatja a szennyezett<br />
talajok kármentesítését. Jelen munkában az irodalmi adatok áttekintésén és saját kísérleti eredményeken<br />
keresztül mutatom be az AM gombatörzsek szelekciójának lépéseit, valamint a növénygomba<br />
párok kiválasztása során az adott helyhez igazított alkalmazást segítı szempontokat.<br />
Summary<br />
Phytoremedial methods belong to the eco-friendly, biological clean-up technologies. Their<br />
efficiency can be significantly improved by targeted use of arbuscular mycorrhizal fungi<br />
(AMF), resulting a longterm sustainability of the remediated fields, and an enhanced viability of<br />
plants, furthermore accelerated rates of succession processes. The purposes can be achieved<br />
more or less without side-effects and soil fertility is preserved by the application of heavy<br />
metal-tolerant and compatible arbuscular mycorrhizal fungi for the site-specific phytostabilization<br />
or phytoextraction. Present work reveals the steps of AMF selection and AMF-host<br />
matching for target-oriented, site specific remediation by overview of the literature and with our<br />
supplementary results.<br />
Talajszennyezések és kezelési módok<br />
A fitoremediáció során a szennyezett talajt, üledéket, szennyvízet és talajvizet vadonélı<br />
és termesztett szárazföldi, vizi- vagy génsebészeti úton módosított növények felhasználásával<br />
tisztítják meg (CHANEY et al., 1997; EPA, 2001). A fitoremediációs technológiák<br />
elsısorban a mérsékelten szennyezett talajok kezelésére használhatók. A technológia<br />
során nem feltétlenül kell az összes szennyezıt eltávolítani a szennyezett közegbıl, az<br />
elsıdleges cél a szennyezık koncentrációjának határérték alá csökkentése, ahol a szenynyezés<br />
kockázata már elfogadható (CUNNINGHAM, OW, 1996). A fitoremediáció sokféle<br />
szerves és szervetlen szennyezés esetén in situ és ex situ is alkalmazható. A hagyományos<br />
fizikai és kémiai talajtisztítási eljárásokhoz viszonyítva környezetkímélı és energiatakarékos<br />
megoldás. A fitoremediáció további elınye, hogy kevés talajbolygatással és<br />
másodlagos szennyezıdéssel jár, ezáltal a talajok szerkezete nem károsodik, biológiai<br />
aktivítása és termékenysége megmarad. Kivitelezése, fenntartása olcsóbb és esztétiku-<br />
261
Takács<br />
sabb a hagyományos tisztítási eljárásoknál. Hátránya, hogy hosszútávú folyamat és elsısorban<br />
a gyökérzónában alkalmazható. A növények fémfelvétele specifikus és a sikeres<br />
alkalmazást a klimatikus viszonyok is erıteljesen befolyásolják. Tájiden növényfajok<br />
felhasználása a biodiverzitás átalakításával járhat, ezért a fitoremediáció során célszerő<br />
elınyben részesíteni a természetes vegetáció tagjait és figyelembe kell venni a restauráció<br />
lehetıségét. A reastaurációval összekapcsolt fitoremediáció a talajtisztítás, a talajfunkciók<br />
helyreállítása és a környezeti kockázat csökkentése mellett az ökoszisztéma<br />
elemeinek és funkcionalitásának helyreállítását is biztosítja.<br />
A fitoremediációs folyamatok optimalizálását segíti a növények és gombák kölcsönösen<br />
elınyös szimbiózisának, a mikorrhizának az alkalmazása (GAUR, ADHOLEYA,<br />
2004; KHAN, 2005). Jelen munkában, irodalmi adatok összegzése és néhány saját kutatási<br />
eredmény szemléltetésén keresztül a nehézfémekkel (NF) szennyezett talajok<br />
arbuszkuláris mikorrhiza gombákkal (AMF) optimalizált, helyspecifikus<br />
fitoremediációjának legfontosabb kérdéseit és meghatározó lépéseit foglalom össze.<br />
Az arbuszkuláris mikorrhiza gombák alkalmazásának lehetıségei a<br />
fitoremediációban<br />
A legelterjedtebb és egyben legısibb mikorrhiza-típus az arbuszkuláris mikorrhiza (AM)<br />
(Glomeromycota). Az AM gombák a szárazföldi növényfajok 80-90%-val képeznek<br />
kölcsönösen elınyös (mutualista) szimbiózist (HARLEY, HARLEY, 1987). Az AM gombák<br />
fitoremediációs alkalmazhatóságát egyrészt az elterjedésük és a növények víz- és<br />
tápanyagelletásában betöltött kedvezı hatásuk (MARSCHNER, 1997), másrészt a fémek,<br />
egyéb elemek felvételét befolyásoló tulajdonságuk teszi lehetıvé (VOSATKA, 2001).<br />
Az AM gombák növényi fémfelvételben betöltött szerepe ellentmondásos. Hatásuk<br />
a gazdanövény NF-felvételére a fémekkel szennyezett talaj fizikai, kémiai tulajdonságaitól,<br />
a szennyezı fémtıl, a terhelés mértékétıl és idıtartamától, a fémek felvehetıségétıl,<br />
növény- és gombafajtól, valamint azok ökotípusától egyaránt függ (LEYVAL et<br />
al., 1997). AUDET és CHAREST (2007) az AM gombák fémfelvételét illetıen kétféle<br />
mechanizmust különböztet meg: a talajok alacsony fémterhelése mellett egy, a<br />
fitoextrakció számára kedvezı, fémfelvétel fokozását eredményezı, míg magas fémterhelés<br />
esetén a fémek felvételét mérsékelı és egyben a növényi biomassza produkció<br />
és fémtolerancia növekedését eredményezı folyamatot. A restaurációval kombinált<br />
fitoremediációban az AM gombáknak a fémfelvétel befolyásolása mellett fontos szerepe<br />
van a növények visszatelepedését, túlélését és a szukcessziót elısegítı képességének<br />
is. A restaurációs célú fitoremediáció irányát elsısorban a természetes vegetáció<br />
összetétele és a növények túlélési stratégiája jelöli ki (LEUNG et al., 2007). A talajok<br />
szennyezettségétıl függıen a remediációs céloknak megfelelı szelektált AM gomba és<br />
növény párok megválasztásával a szennyezık táplálékláncba jutásának kockázata<br />
csökkenthetı. Az optimalizált fitoremediációban a szelekció célja a kiválasztott technológia<br />
hatékonyságát növelı AM gomba-növény párosítások kialakítása.<br />
Technológia kiválasztása<br />
Az irányított mikorrhizációval hatékonyabbá tett helyspecifikus fitoremediáció kialakításának<br />
fontosabb lépései a következık (1. ábra):<br />
1. a kockázat felmérése a szennyezett terület vizsgálatával, jellemzésével<br />
2. a kockázat elemzése<br />
3. adott kockázati szinthez tartozó fitoremediációs technológia kiválasztása<br />
262
Arbuszkuláris mikorrhiza gomba oltóanyagok elıállításának szempontjai ...<br />
4. a fitoremediációs technológia megvalósításának lépései<br />
-a technológiában potenciálisan alkalmazható növényfajok meghatározása<br />
-AM gombafajok infektivításának (fertızıképesség) és effektivításának<br />
(hatékonyság az AMF oltásra adott növényi válasz alapján) tesztelése és<br />
célorientált szelekciója<br />
-hatékony gomba-növény párosítások kialakítása<br />
5. alkalmazás és a választott technológia hatékonyságának ellenırzése, monitoring.<br />
A remediálás lehetıségeit, technológiáját elsısorban az adott terület szennyezıinek<br />
a humánegészségügyi kockázata határozza meg (EPA, 2001). Az intézkedés célja a<br />
megelızés és a kockázat minimalizálása a választott remediációs technológiával. A<br />
tervezés során döntı tényezı a terület elhelyezkedése, aktuális és tervezett használata,<br />
a szennyezés mértéke és terjedése, vízbázisvédelem. Továbi fontos szempont a döntésben<br />
a szennyezés eredete és a talajszennyezés kora, szennyezés elıtti állapot és használat,<br />
a szennyezıanyagok tulajdonságai (minıség, mennyiség, illékonyság, kémiai stabilitás,<br />
biodegradálhatóság), továbbá a fizikai, kémiai és biológiai talajtulajdonságok<br />
(BIRÓ et al., 2010; GRUIZ et al., 2007). A kockázat megelızı és minimalizáló lehetıségek<br />
közül a környezeti vagy ökológiai hatékonyság, kivitelezhetıség és gazdasági hatékonyság<br />
figyelembe vételével kell kiválasztani a legmegfelelıbb remediációs technológiát<br />
vagy azok kombinációit.<br />
1. ábra Az AMF oltással optimalizált fitoremediáció fontosabb lépései<br />
(forrás: saját összeállítás) Rövidítések: NF-nehézfémek; AMF-arbuskuláris mikorrhiza gomba.<br />
A gazdanövények szelekciója<br />
A fitoremediációs eljárások kulcslépése a célnak megfelelı növényfaj és egyben az<br />
AMF gazdanövényének kiválasztása. A növényszelekció során elvárás –akár kivonásról<br />
akár stabilizálásról van szó- az aktuális, potenciálisan toxikus elemekkel szembeni<br />
263
Takács<br />
tőrıképesség. A növényeket hajtásból kirekesztı, felhalmozó és indikátor-csoportba<br />
sorolhatjuk aszerint, hogy a toxikus elem felvétele milyen arányban áll a talajban található<br />
szennyezı elemek koncentrációjával (BAKER, 1981).<br />
A gazdanövények szelekciója szempontjából elıny, hogy az AM gombák a leggyakoribb<br />
talajgombák közé tartoznak és nem gazdaspecifikusak. Körülbelül 150 AMF faj<br />
ismert, amelyek a moháktól kezdıdıen, a páfrányokon és kétszikőeken keresztül az<br />
egyszikőekig, megközelítıleg 200 ezer növényfajjal élnek együtt. A növények szelekciójánál<br />
a növények mikorrhiza függésében (MD), a növény-gomba párosítások kompatibilitásában,<br />
fogékonyságában megmutatkozó különbségek, az AMF infekció esetleges<br />
elmaradása, továbbá a nem mikotróf növények alkalmazhatatlansága okoz nehézségeket.<br />
A gazdanövény mikorrhizafüggése (MD) genetikailag meghatározott (AZCON,<br />
OCAMPO, 1981), de az AMF kolonizáció mértékét a környezeti tényezık is jelentısen<br />
befolyásolják. Az Asteraceae, Brassicaceae, Cariophyllaceae, Cyperaceae,<br />
Cunouniaceae, Fabaceae, Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae és<br />
Euphorbiaceae növénycsaládok körülbelül 400 faja képes a toxikus elemek<br />
hiperakkumulációjára (BROOKS, 1998). A legtöbb esetben ezek a NF felhalmozásra<br />
képes és fitoextrakción alapuló technológiákban eredményesen alkalmazható növényfajok<br />
természetes körülmények között nem vagy csupán kis mértékben,<br />
arbuszkulumképzés nélkül fertızıdnek AM gombákkal. Ezek a növények olyan túlélési<br />
mechanizmussal rendelkezhetnek, hogy a fémtoleranciát elısegítı AM gombák jelenlétére<br />
nem mindig van szükségük (LEYVAL et al., 1997). Az utóbbi években ugyanakkor<br />
egyre több közlemény számol be arról, hogy a nem mikotróf növények extrém<br />
körülmények között fertızıdnek és mőködıképes szimbiózist alakítanak ki AM gombákkal<br />
(FÜZY et al., 2008; VOGEL-MIKUS et al., 2005).<br />
Infektív és effektív AM gombák szelekciója<br />
Az AMF hatékony bioremediációs és restaurációs alkalmazása érdekében a mikorrhiza<br />
kutatások az AMF nehézfém szennyezéshez való adaptációjának és toleranciájának<br />
megismerésére, a diverzitás és infektivitás vizsgálatára koncentrálnak. A talajok<br />
nehézfémterhelése általában gátolja az AM gombák infekcióját, kolonizációját, mőködıképességet<br />
és a sporulációt (LEYVAL et al., 1997). Irodalmi források bizonyítják<br />
annak a lehetıségét, hogy hosszabb távú fémszennyezéshez az AM gombák adaptálódhatnak<br />
és a szennyezés szelekciós tényezıként hat, ami fémtoleráns AMF törzsek kiválogatódásához<br />
vezethet (LEYVAL et al., 1997). Az adatok értékelésénél fontos szempont<br />
a vizsgált ökoszisztéma állapota, a szennyezés idıtartama, a tényleges, a növények<br />
és gombák számára hozzáférhetı (biológiailag felvehetı) terhelés mértéke.<br />
Az irányított mikorrhizáció során a gombák szelekcióját az alkalmazandó technológia<br />
és a gazdanövény mikotróf jellege határozza meg. A fitoextrakció és a rizofiltráció<br />
során a biomassza produkciót és fémfelvételt segítı AMF törzsek szelekciója a cél<br />
(TAKÁCS et al., 2008). A fitostabilizicióban az elsıdleges elvárás a hatékony AMF<br />
oltással szemben a növény fémfelvételének csökkentése (SIMON et al., 2006), ami a<br />
növényi produkcióra gyakorolt hatáson keresztül is megvalósulhat.<br />
Az AMF fitoremediációban történı alkalmazásának feltétele, hogy a gomba tolerálja<br />
a fémszennyezést, képes legyen az infekcióra és hatékony, mőködıképes szimbiózist<br />
alakítson ki a gazdanövénnyel. A fitoremediációs célból elıállított törzsek szelekciója<br />
esetén a fémtolerancia mellett a törzsek effektivítására jellemzı egyéb feltételeknek is<br />
teljesülnie kell (ALTEN et al., 2002).<br />
264
Arbuszkuláris mikorrhiza gomba oltóanyagok elıállításának szempontjai ...<br />
Az elıvizsgálatok szükségessége, szennyezett területek AM gombaközösségének<br />
vizsgálata<br />
Egy hatékony fitoremediációs technológia kialakításához a bennszülött AMF közösség<br />
diverzitására és fertızıképességére irányuló, alkalmazást megelızı és utóvizsgálatok<br />
is szükségesek (DODD, THOMPSON, 1994). Bizonyos esetekben az AM gomba közösség<br />
pótlására mindenképpen szükség van. Különösen nagy jelentıséggel bír az AMF<br />
oltás fémekkel terhelt külfejtéső szén- vagy ércbányászat esetén, ahol a tevékenység<br />
következtében a növényvegetáció és a mikróbák közössége is megsemmisülhet. A<br />
potenciálisan toxikus fémek feldúsulása mellett a talaj szerkezete is megváltozhat és<br />
például annak tömörödése következtében csökkenhet a vízáteresztı képessége. A meddık<br />
felszínre kerülésével csökken a felvehetı tápanyagok mennnyisége és a növények<br />
számára az AMF jelenléte a túlélést biztosíthatja (LEUNG et al., 2007). Alkalmazás<br />
szempontjából a leghatékonyabb lehet a helyi körülményekhez alkalmazkodott vagy<br />
hasonló tulajdonságokkal rendelkezı AMF fajok használata. A potenciálisan alkalmazható<br />
AMF fajok izolálása érdekében különösen fontos a tartós szennyezésnek kitett<br />
talajok AM gomba közösségének átfogó vizsgálata (GAUR, ADHOLEYA, 2004).<br />
A hosszútávú nehézfémszennyezés hatását az AM gombák diverzitására és<br />
abundanciájára az MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet nagyhörcsöki kísérleti<br />
telepén, az 1991-ben beállított (KÁDÁR, 1995) nehézfémterheléses tartamkísérletben<br />
végeztük (TAKÁCS et al., 2000). A szennyezés 7. és 8. évében, Cd, Ni és Zn fémekkel<br />
szennyezett (30, 90, 270 mg kg -1 ) és kontroll talajokból a Glomus (Sclerocystis) sinuosa,<br />
a Gl. claroideum, a Glomus sp. a Gl. mosseae, a Gl. constrictum és a Gl. microcarpum<br />
fajokat mutattuk ki. Vizsgálataink során kétféle kontrollt használtunk, egy bolygatás<br />
mentes természetes ökoszisztéma és egy agrár ökoszisztéma trágyázott, mővelés alatt<br />
álló talajait. A bolygatott területek talajaiból kevesebb AM gombafaj volt kimutatható,<br />
mint a természetes ökoszisztémát reprezentáló talajmintákból. Az AM gombák fajgazdagságát<br />
és a mennyiségi elıfordulásukat (abundanciáját) a toxikus elemek talajbeni<br />
jelenléte azok típusától és felvehetıségétıl függıen tovább csökkentette. A leggyakoribb<br />
AM gombafajnak a Gl. sinuosa, és a Gl. claroideum bizonyultak. A legalacsonyabb fajszámot<br />
a kadmiummal szennyezett talajokon találtuk. A Gl. sinuosa és a Gl. mosseae<br />
fajok túléléséhez hozzájárul, hogy azok spóráit sőrő hifabevonat fedi, ami egyrészt mechanikai<br />
védelmet biztosít, másrészt a toxikus anyagokszőrıjeként is mőködik.<br />
Peridiumos termıtestképzı tulajdonságuk ezért kompetíciós elıny lehet (TAKÁCS et al.,<br />
2000). A Gl. mosseae, Gl. sinuosa és Gl. claroideum fajokat a késıbbiekben izoláltuk és<br />
további kísérletekben törzseik fémtoleranciáját igazoltuk és sikeresen alkalmaztuk<br />
fitoremediációs célból szabadföldön (TAKÁCS et al., 2008; VÖRÖS, TAKÁCS, 2001).<br />
Nehézfémszennyezéshez adaptálódott és nem adaptálódott AM gombafajok öszszehasonlító<br />
vizsgálatai<br />
A fémterheléshez adaptálódott és nem adaptálódott AM gombák fémfelvételre gyakorolt<br />
hatását angolperje gazdanövényen, Cd, Zn és Ni terhelt talajokban (30, 90, 270 mg<br />
kg -1 ) vizsgáltuk (TAKÁCS et al., 2001). A nagyhörcsöki bolygatatlan talajokból származó<br />
és a fémszennyezéshez adaptálódott AM gombák gyökérkolonizációs tulajdonságainak<br />
alakulása a szennyezı fémtıl függıen eltérı tendenciát mutatott. Az adaptált<br />
gombákkal oltott növények gyökerében a szennyezés növekedésével, a szimbiózis<br />
mőködıképességére utaló arbuszkuláltság nıtt.<br />
265
Takács<br />
A talaj-növény közti elem transzfer, az ún biokoncentrációs faktor (BCF) vizsgálata<br />
segíti a szennyezı okozta környezeti és humánegészségügyi kockázat becslését és az<br />
AMF oltásra adott válasz értékelését (KABATA-PENDIDAS, 2004; TAKÁCS et al., 2001).<br />
Kísérletünkben a BCF-t a fémszennyezésnek kitett AM gombák a Cd- és Niszennyezett<br />
talajokban nagyobb mértékben csökkentették, mint a bolygatatlan talajok<br />
gombái. A Zn és a Ni a magasabbrendő növények számára esszenciálisak, ami indokolja<br />
a Zn > Ni > Cd fémek felvételének mennyiségbeli sorrendjét és a Zn és Ni “pozitív<br />
diszkriminációját” a kadmiummal szemben. A fitoremediációs technológiák tervezésénél<br />
figyelembe kell venni tehát a szennyezı anyagok mennyisége és felvehetısége<br />
mellett annak növényélettani jelentıségét is. A hosszabb távú NF-szennyezésnek kitett<br />
AM gombák tőrıképessége mindenképpen nagyobb, mint a bolygatatlan talajok AM<br />
gombáié és ez elınyt biztosíthat a gazdanövény számára.<br />
Az AMF inter- és intraspecifikus variabilitásának hatása a növényi fémfelvételre<br />
Az AM gombák morfológiája, kolonizációs tulajdonságainak alakulása, a szimbiózis<br />
mőködıképessége és hatékonysága fajon belül és fajok között is nagy változatosságot<br />
mutat (MUNKVOLD, 2004; VÖRÖS, TAKÁCS, 2001). Bolygatatlan, nehézfémszennyezett<br />
és szikes területekrıl származó Gl. mosseae törzsek fehér here Cd- felvételére gyakorolt<br />
hatását vizsgálva a gombák eredetétıl függıen a növények fémkoncentrációja jelentıs<br />
különbséget mutatott (BIRÓ et al, 2007).<br />
Az AM gombák közösségének összetétele, diverzítása meghatározó abban, hogy a<br />
természetes ökoszisztémák növényközösségeinek összetétele hogyan alakul. Egy nagy<br />
fajgazdagsággal bíró AMF közösség általában kedvezıbb hatással van a növényi<br />
produktivításra, mivel a nagy fajgazdagság nagyobb valószínőséggel tartalmazza az<br />
optimális partnert. Felmerül a kérdés, hogy hány és mely nehézfémtoleráns fajból,<br />
taxonómiai csoportból álló oltóanyag alkalmazása lehet hatásos az egyes területeken<br />
Bár az AMF és gazdanövények kapcsolata abszolút értelemben, minıségileg nem<br />
gazdaspecifikus szimbiózis, mennyiségileg, a kolonizált gyökerekben realizálódó AMF<br />
diverzitásban és funkcionalitásában specifikus lehet (TAKÁCS et al., 2005). A restaurációs<br />
célú, több szelektált növény és gombafajjal történı fitoremediáció során mindenképpen<br />
figyelembe kell venni az AM gombák és gazdanövényeik közti preferenciákat.<br />
A fitoremediációs technológiának megfelelı AM gombák szelekciója és hatékony növény-gomba<br />
párosítások esetén tehát az elsıdleges cél a növényi válaszban megmutatkozó<br />
kismértékő specifikusság vagy kompatibilitás kialakítása.<br />
A fémtoleráns AM gombafajok törzseinek fenntartásánál felmerül a kérdés, hogy a<br />
hosszútávú fémszennyezés során megszerzett tulajdonság a többszöri felszaporítás során<br />
nem eliminálódik-e. Az alkalmazás-specifikus környezeti tényezık megteremtése mellett,<br />
a stresszor jelenlétében történı felszaporítás, a „directed inoculum production<br />
process” (DIPP) segíthet a fitoremediációs cél szempontjából kívánt effektivítás fenntartásában<br />
és kialakításában (FELDMANN, GROTTKAS, 2002). A DIPP során az AMF oltás<br />
sok esetben csak jósolható kedvezı hatása nagyobb valószínőséggel biztosítható, mint a<br />
véletlenszerő válogatás és a protokoll szerinti felszaporítás esetén. Fontos kérdés, hogy a<br />
természetes szelekciós folyamatok eredményének fenntartása vagy akár felgyorsítása és<br />
adaptáció kialakítása többszöri felszaporítással kivitelezhetı-e a stresszor jelenlétében<br />
Amennyiben a szelekciós tényezı a nehézfémszennyezés, vizsgálni kell, hogy az egyes<br />
fémek esetén mekkora nehézfémterhelés biztosítja a szelekciós nyomást és mennyi idı<br />
alatt alakul ki a kívánt tulajdonság.<br />
266
Arbuszkuláris mikorrhiza gomba oltóanyagok elıállításának szempontjai ...<br />
Az AM gombák nehézfémszennyezéshez való adaptáltathatóságának vizsgálata céljából<br />
monospórás-egyetlen spóra felszaporításából származó- Gl. mosseae törzseket 5<br />
hónapig Cd-mal szennyezett (100 mg kg -1 ) talajban neveltük. Az így elıállított két „utódtörzzsel”<br />
és a két „anyatörzzsel” fitoextrakcióra alkalmas, mikroszaporított fekete nyár<br />
(Populus nigra) növénykéket akklimatizációval egyidıben oltottunk. Az ún. memoratív<br />
felszaporítás a fémszennyezett terület Gl. mosseae izolátumának kedvezı és elvárt tulajdonságait<br />
stabilizálta (TAKÁCS et al., 2008). A fekete nyár Cd-, Mn-, Ni-, Pb- és Znakkumulációs<br />
kapacítása az AMF kezelés hatására törzstıl és fémtıl függıen 2-247%-<br />
kal nıtt a kontroll növényekhez képest. A Cd szennyezéshez adaptáltatott utódtörzsek<br />
kisebb mértékben növelték a Cd levélbeni felhalmozását, mint az anyatörzsek.<br />
Következtetések<br />
Az AM gombák kiemelkedı szerepe a fitoremediációs rendszerekben vitathatatlan. Az<br />
AMF infekcióra adott növényi válasz, a szimbiózis hatékonysága azonban a partnerek<br />
genotípusa mellett számos egyéb környezeti tényezı függvénye. Ahhoz, hogy az AM<br />
gombák oltóanyagainak alkalmazása eredményes legyen talaj-növény-környezet közötti<br />
összefüggések minél sokrétőbb és pontosabb megismerésére van szükség. Ebben a<br />
folyamatban a nehézfémszennyezés csak egy az alkalmazást befolyásoló hatótényezık<br />
közül. A különbözı tudományterületek- az ökológiai, növényélettani, taxonómiai, laboratóriumi<br />
és szabadföldi toxikológiai tesztek-eredményeinek szintézise hozzásegíthet<br />
az AM gombák adaptációjának in vitro irányításához, a fitoemediációs technológia<br />
számára elınyös tulajdonságok kialakításához.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A dolgozat OTKA 042543, GVOP-3.1.1.-AKF-2004.05-0115/3.0, NKFP3 020/2005<br />
pályázatok támogatással készült.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ALTEN, V. H., BLAL, B., DODD, J. C., FELDMANN, F., VOSATKA, M. (2002). Quality control of<br />
arbuscular mycorrhizal fungi inoculum in Europe. In GIANINAZZI, H., et al. (eds) Micorrhiza<br />
technology in agriculture from genes to bioproducts.Birkhäuser, Switzerland, 281-296.<br />
AUDET, P., CHAREST, C. (2007). Dinamics of arbuscular mycorrhizal symbiosis in heavy metal<br />
phytoremediation. Meta-analytical and conceptual perspectives. Environ Poll., 147, 609-619.<br />
AZCON, R., OCAMPO, J.A. (1981). Factors affecting the vesicular arbuscular infection and mycorrhizal<br />
dependency of thirteen wheat cultivars. New Phytol., 87, 677-685.<br />
BAKER, A. J. M. (1981). Accumulators and excluders-strtaegies in the response of plants to<br />
heavy metals. J. Plant Nutr., 3, 643-654.<br />
BIRÓ, I., TAKÁCS, T. (2007). Effects of Glomus mosseae strains of different origin on plant macromicronutrient<br />
uptake in Cd-polluted and unpolluted soils. Acta Agr Hung., 55, 183-192.<br />
BIRÓ, B., SZILI-KOVÁCS, T., ANTON, A. (2010). A rekultivációtól a remediációig. Agrokémia és<br />
Talajtan, 59, 409-422.<br />
BROOKS, R. R. (1998). General introduction. In BROOKS, R. R. (ed.) Plants that hyperaccumulate<br />
heavy metals their role in phytoremediation, microbiology, archeology, mineral exploration<br />
and phytomining. CAB International, New York, 1-14.<br />
CHANEY, R. L., MALIK, M., LI, Y. M., BROWN, S. L., ANGLE J. S., BAKER, A. M. (1997). Phytoremediation<br />
of soil metals. Cur Opt Biotech., 8, 279-284.<br />
CUNNINGHAM, S. D., OW, D. W. (1996). Promises and propects of phytoremediation. Plant<br />
Physiol., 110, 715-719.<br />
267
Takács<br />
DODD, J., THOMPSON, B. D. (1994). The screening and selection of inoculant arbuscular mycorrhizal<br />
and ectomycorrhizal fungi. Plant Soil., 159, 149-158.<br />
EPA (2001). Brownfields technology primer: Selecting and using phytoremediation for site<br />
cleanup. NSCEP Cincinatti, Ohio,1-24.<br />
FELDMANN, F., GROTKASS, C. (2002). Direct inoculum production-shall we he able to design<br />
populations of arbuscular mycorrhizal fungi to achieve predictable symbiotic effectiveness<br />
In GIANINAZZI, H., et al. (eds.) Micorrhiza technology in agriculture from genes to bioproducts,<br />
Birkhäuser, Switzerland, 261-281.<br />
FÜZY, A., BIRÓ, B., TÓTH, T., HILDEBRANDT, U., BOTHE, H. (2008). Drought, but not salinity<br />
determines the apparent effectiveness of halophytes colonized by arbuscular mycorrhizal<br />
fungi. J Plant Phsyol., 165, 1181-1192.<br />
GAUR, A., ADHOLEYA, A. (2004). Prospects of arbuscular mycorrhizal fungi in phytoremediation<br />
of heavy metal contaminated soils. Curr Sci., 86 (4), 528-534.<br />
GRUIZ, K., VASZITA, E., SIKI, Z. (2007). Environmental toxicity testing in the risk assessment of<br />
a metal contaminated mining site in Hungary. Adv. Mat. Res., 20-21, 193-196.<br />
HARLEY, J. L., HARLEY, E. L. (1987). A check list of mycorrhiza in the British flora. New Phytol.,<br />
105, 1-102.<br />
KABATA-PENDIDAS, A. (2004). Soil-plant tarnsfer of trace elements-an evironmental issue.<br />
Geoderma, 122, 143-149.<br />
KÁDÁR, I. (1995). Contamination of the soil-plant-animal-humanan foodchain by chemical<br />
elements in Hungary. (In Hungarian) Akaprint Budapest.<br />
KHAN, A.G. (2005). Role of soil microbes in the rhizospheres of plants growing on trace metal<br />
contaminated soils in phytoremediation. J Trace Elem Med Biol., 18, 355-364.<br />
LEUNG, H.M., YE, Z.H., WONG, M.H. (2007). Survival strategies of plants associated with arbuscular<br />
mycorrhizal fungi on toxic mine tailings. Chemosp., 66, 905-915.<br />
LEYVAL, C., TURNAU, K., HASELWANDTER, K. (1997). Effect of heavy metal pollution on mycorrhizal<br />
colonization and function: physiological, ecological and applied aspects. Mycorrhiza,<br />
7(3),139-153.<br />
MARSCHNER, H. (1997). The soil-root interface (rhizosphere) in relation to mineral nutrition. In<br />
MARSCHNER, H. Mineral nutrition of higher plants. Acad Press, London, 537-594.<br />
MUNKVOLD, L., KJOLLER, R., VESTBERG, M., ROSENDAHL, S., JAKOBSEN, I. (2004). High functional<br />
diversity within species of AM fungi. New Phytol., 164, 357-364.<br />
SIMON, L., TAMÁS, J., KOVÁCS, E., KOVÁCS, B., BIRÓ, B. (2006). Stabilisation of metals in mine<br />
spoil with amendments and growth of red fescue in symbiosis with mycorrhizal fungi. Plant<br />
Soil Environ., 52, 385–391.<br />
TAKÁCS, T., BIRÓ, B., VÖRÖS, I. (2000). Influence of Cd, Zn and Ni on the diversity of arbuscular<br />
mycorrhizal fungi. Agrochem Soil Sci., 49, 465-476.<br />
TAKÁCS, T., BIRÓ, B., VÖRÖS, I. (2001). Arbuscular mycorrhizal effect on heavy metal uptake<br />
of ryegrass (Lolium perenne L.) in pot culture with polluted soils. In HORST, W.J., et al.<br />
(eds.) Development in Plant and Soil Sciences Book, Kluw Acad Publish, 480-481.<br />
TAKÁCS, T., RADIMSZKY, L., NÉMETH, T. (2005). The arbuscular mycorrhizal status of selected<br />
poplar clones for phytoremediation of soils with contaminated heavy metals. Zeitschrift Naturforsch<br />
C., 60, 357-361.<br />
TAKÁCS., BIRÓ, I., NÉMETH, T., VÖRÖS, I. (2008). Selection and application of infective and effective<br />
AMF strains for phytoremediation of metal contaminated soils. In FELDMANN, F., KAPULNIK, Y.,<br />
BAAR, J. (eds.) Mycorrhiza works. Deutsche Phytomed Gesel, Brauns, Germany, 267-277.<br />
VÖRÖS, I., TAKÁCS, T. (2001). The effect of the different AMF inoculations on the growth and<br />
the heavy metal uptake of cucumber (Cucumis sativus) host. In Horst, W.J., et al. (eds.) Development<br />
in Plant and Soil Sciences Book. Kluw Acad Publish. 478-479.<br />
VOSATKA, M. (2001). A future role for the use of arbuscular mycorrhizal fungi in soil remediation:<br />
a chance for small-medium enterprises Minerva Biotechn., 13, 69-72.<br />
268
BIOGÁZ FERMENTLÉ PRECÍZIÓS<br />
MEZİGAZDASÁGI ÚJRAHASZNOSÍTÁSI<br />
RENDSZERÉNEK MEGVALÓSÍTÁSA<br />
Tamás János 1 , Szıllısi Nikolett 1 , Fórián Tünde 1 , Petis Mihály 2<br />
1 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Mezıgazdaság-,<br />
Élelmiszertudományi és Környezetgazdálkodási Kar, Víz- és Környezetgazdálkodási Tanszék,<br />
Debrecen<br />
2 Bátorcoop Szövetkezet és Társvállalatai, Nyírbátor<br />
e-mail: tamas@agr.unideb.hu<br />
Összefoglalás<br />
A biofermentlé elhelyezése a nyírbátori Uralgó kft. területein, homokos vályog és homoktalajokon<br />
történik. A kutatás a biogáz üzemek melléktermékeként folyamatosan keletkezı biotrágya<br />
termıhely specifikus precíziós kijuttatására irányult, mely alapja a térinformatikai adatbázis<br />
elkészítése volt. A vizsgálati területre a kutatás megkezdése elıtt nem állt rendelkezésre digitális<br />
domborzati információ. Az alapadatokat a topográfiai alaptérképekrıl, mint másodlagos<br />
adatforrásokból elkészített a szintvonalak digitalizálása szolgáltatta. A talajfizikai paraméterek<br />
mellett a biofermentlevet felhasználó tápanyag gazdálkodási rendszernek a terület agrokémiai<br />
tulajdonságait is figyelembe kell venni. A területrıl elkészített az agrokémiai mintavételezési<br />
adatokat is integráltuk az adatbázisba ezzel egy igen részletes talajinformációs alrendszert állítottunk<br />
elı, amely a precíziós elhelyezési üzemeltetés fontos része.<br />
Az elkészült adatrétegek segítségével térinformatikailag lehatároltuk az elhelyezés szempontjából<br />
potenciálisan megfelelı területeket. Elkészítettük az elhelyezés döntéstámogatási GIS modelljét.<br />
Summary<br />
The fermented biogas by-product is allocated on sand and sandy loam soils by Uralgó Ltd. form<br />
Nyírbátor. The aim of this study is site and habitat specified precision allocation of continually<br />
produced fermented liquid biogas by-product, based on the developed GIS database. No digital<br />
relief information of the above mentioned area was available before our research. Secondary data<br />
sources are given by digitalized contour lines, made by topological maps. Physical and agrochemical<br />
parameters of the soils have to be taken into consideration during the planning process of<br />
fermented biogas by-product utilization systems. The result of primary data collection such as<br />
agrochemical soil sampling, was integrated to the database. Thus, a detailed soil information system<br />
was developed which is involved in operation processes of precision agriculture.<br />
In GIS environment, potentially appropriate sites were determined by the completed data<br />
layers for utilization of fermented biogas by-product. GIS decision support system model was<br />
established for precision allocation.<br />
Bevezetés<br />
A talajok termékenysége természetesen térben és idıben is állandóan változik, így értelemszerően<br />
akár egy mezıgazdasági táblán belül is elkülöníthetünk termékeny és kevésbé<br />
termékeny talajfoltokat. Ez tükrözıdhet a növényállomány egyes jellemzıiben, de<br />
mindenekelıtt a termés mennyiségben és minıségben. A mai növénytermesztési gyakorlat<br />
figyelmen kívül hagyja a tábla heterogenitását, amely a biotrágya elhelyezésénél fokozott<br />
kockázatot jelenthet. Valamint az alapanyag beszállítási és a végtermék kijuttatási<br />
269
Tamás – Szıllısi – Fórián – Petis<br />
folyamatok komplex, számítógéppel támogatott irányítástechnikai fejlesztéseket igényelnek,<br />
amely rendszert integrálni kell a biogáz telep logisztikai és technológiai rendszereivel,<br />
hogy azok egységes felületen tegyék lehetıvé az input anyagoktól a hasznosításig a<br />
teljes termék életciklusának a követését. Az üzemi szintő térinformatikai adatbázis megteremtése,<br />
az erre alapozott gépüzemeltetési és térbeli döntéstámogatási - szaktanácsadási<br />
rendszer kialakítása, a rendszerszerő mezıgazdasági biogáz termelés és elhelyezés új<br />
minıségirányítási rendszerének lehet az alapja.<br />
Mivel a fermentorokban visszamaradó fermentlé a szántóföldeken, termıterületeken<br />
a talaj tápanyagtartalmának pótlására kiválóan alkalmas, a kutatás a biogáz üzemek<br />
melléktermékeként folyamatosan keletkezı biotrágya termıhely-specifikus precíziós<br />
kijuttatására irányult. A mőholdas helymeghatározó rendszerek (GPS) használatával<br />
lehetıvé válik a táblán belüli heterogén viszonyok (terméshozam, tápanyag- ellátottság,<br />
talaj fizikai paraméterei stb.) koordinátákhoz kapcsolt rögzítése, térképezése, valamint<br />
a tápanyagok kijuttatásának kontrollálása.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A vizsgálati terület az Észak–Kelet <strong>Magyar</strong>országi nyírbátori Bátorcoop cégcsoport<br />
kezelése alatt álló földterületei (1. ábra), melyek Nyírbátor, Nyírbogát, és Nyírvasvári<br />
települések között helyezkednek el (Geometriai középpont x: 8816000, y:281000).<br />
1. ábra Mintaterületek elhelyezkedése a mozaikolt, rektifikált hiperspektrális felvételen<br />
(radiometriai korrekció után)<br />
A területen a következı talajtípusok találhatóak meg: Kovárványos futóhomok talaj -<br />
4/5; Humuszos homok talaj - 5/2; Agyagbemosódásos barna erdıtalaj - 11/2; Rozsdabarna<br />
Ramann-féle barna erdıtalaj - 13/2; Kovárványos barna erdıtalaj - 14/1; Csernozjom<br />
barna erdıtalaj - 16/2; Karbonátos réti talaj - 30/1; Nem karbonátos réti talaj - 30/2; Erdıtalaj<br />
eredető lejtıhordalék talaj - 40/2. (2.ábra).<br />
270
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
2. ábra A vizsgálati terület talajtípusai<br />
Az alacsony és széles fermentorokból álló üzemtípust a vegyes összetételő és nem<br />
homogén alapanyagot feldolgozó biogáz üzemekhez fejlesztették ki. A vizsgált üzem egy<br />
olyan ma még hazánkban kevésbé elterjedt korszerő többfunkciós rendszer, amely melléktermékek<br />
és ártalmatlanított veszélyes hulladékok (állati hulla, vágóhídi melléktermék)<br />
szállítási és elıkészítési feladatait végzi. A nyírbátori üzemben legnagyobb arányban<br />
állati hulladékot (39%), trágyát (29%), emellett növényi fıterméket (13%) és növényi<br />
hulladékot (19%) hasznosítanak. Az így elıállított biogáz célja részben gázmotorokkal<br />
végzett áramtermelés, részben vágóhídi hı hasznosítás, amelyet végül a keletkezı<br />
biofermentlé elhelyezése zár le. Az üzem fermentlé elhelyezı területei azonban az EU<br />
Nitrát direktíva szerint nitrát kimosódásra hajlamos, döntıen homok illetve homokos<br />
vályog talajok így a 170 kg/ha engedélyezett összes hatóanyagtartalmat hagyományos<br />
agrotechnológiákkal nehéz ellenırizni és betartani (MAKÁDI et al., 2007). A biofermentlé<br />
precíziós mezıgazdasági elhelyezésnek elıkészítése során nagyfelbontású digitális adatbázist<br />
készítettünk. Ez tartalmazta a terület digitális domborzati modelljét, valamennyi<br />
mőszaki objektum geodéziai felmérését, a területrıl készült őr és légifelvételeket. Részletes<br />
talajmintavételezés alapján készült el az elhelyezı terület talajtani térképe, amely<br />
tartalmazta a talajok szerves anyag, pH, makro-mikro tápanyagellátottság viszonyait,<br />
vízgazdálkodási tulajdonságait. A területen sekély mélységő monitoring kút adatai alapján<br />
került elemzésre a nitrát és egyéb potenciális szennyezı anyag folyamatos értékelése.<br />
Szintén mértük a kutak vízszintjét a talajvízszennyezés elkerülése érdekében. A cég növénytermesztési<br />
szakemberei éves tápanyagmérleg alapján számították ki a területre<br />
kihelyezhetı fermentlé mennyiségét, figyelembe véve a tervezett növény éves tápanyagigényét<br />
és a talaj tápanyagszolgáltató képességét.<br />
271
Tamás – Szıllısi – Fórián – Petis<br />
A magyarországi M 1:10000-es Egységes Országos Vetületi rendszerben szelvényezett<br />
topográfiai térképeket 300 dpi felbontással, színes Hp dobszkennerrel levilágítottuk<br />
és 2 bit/pixel tömörítés mellett Jpeg formátumban, sRGB színmodellben archiváltuk.<br />
ArcGis 9.2 környezetben rektifikáltuk az elıállított raszteres állományokat, az átlagos<br />
négyzetes eltérési hibája (RMS) az affin transzformáció után kisebb volt, mint 0,27 m,<br />
amely a méretarányhoz kötött tolerancia értéken belül maradt. A vektorizálást szintén<br />
ArcGis 9.2 környezetben végeztük el. A terepi mérésekhez rendelkezésre állt TRIMBLE<br />
S6 totál mérıállomás, lézeres távmérı (1 ’ pontosságú Leica Distro), illetve Sokkia szintezı<br />
és libellás szintezırúd, 2 cm pontosságú járókerék. Ezek a geodéziai eszközök a<br />
vertikális és horizontális felmérést is cm –es pontossággal tették lehetıvé. Az utófeldolgozást<br />
ESRI 9.x; ERDAS IMAGINE 8.6; illetve SURFER 9.x szoftverekkel végeztük.<br />
A szakadatok közül a talaj vízgazdálkodási tulajdonságainak mérésére gravimetriás<br />
illetve TDR elvő TRIME FM eszközöket használtunk, lyukfeltöltéses, illetve keretes<br />
szivárgási vizsgálatokkal kiegészítve. A nagyobb talajblokkokban 2 m-ig talajszelvény<br />
profilt is feltártunk.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A biotrágya elhelyezésre kijelölt terület leválogatását az AGROTOPO digitális talajtani<br />
állományokból, valamint a 25000-es méretarányú ún. Géczy féle talajtérkép segítségével<br />
végeztük el azzal a céllal, hogy a pontosságot a további mintavételezés érdekében<br />
javítani tudjuk.<br />
A Nyírbátori Biogáz üzem beszállítóinak adatait adatbázisban dolgoztuk fel, melyben<br />
meghatároztuk a beszállítói telephelyek koordinátáit, illetve a legrövidebb elérési útvonalakat.<br />
A logisztikai rendszer megfelelı mőködéséhez nemcsak a „Kiinduló” és a „Célállomás”<br />
koordinátáit és elérési útvonalait tápláltuk be, hanem a körútvonalak kialakításának<br />
lehetıségét fenntartva különbözı csomópontok is beépítésre kerültek (3. ábra).<br />
272<br />
3. ábra Beszállítói hálózat
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
A célállomások és az üzem közötti engedélyezett útvonalakat leválogattuk, és egységes<br />
hálózatba rendeztük.<br />
Az alkalmazás motorja egy olyan szoftver, mely a bonyolult, több száz fóliából álló<br />
térképi állományokat gyorsan és pontosan közvetíti az ügyfél internetes böngészıfelületére.<br />
A kezelıfelület képes az ügyféli, ügyintézıi és vezetıi szinteknek megfelelı,<br />
eltérı jogosultság kezelésére, a beléptetı-rendszere lehetıséget biztosít a tartalom testre<br />
szabására, egyben megakadályozza az adatok illetéktelen kézbe jutását. Az egységes<br />
térinformatikai rendszer lehetıvé teszi, hogy függetlenül adhassunk meg vezérlési utasításokat<br />
(térképi információk alapján) asztali számítógépen, terepi tenyérgépen és a<br />
munkagép munkakomputerén. A térinformatikai környezet lehetıvé tette, hogy az agrár-környezetvédelmi<br />
jogszabályi elıírásoknak megfelelı korlátozásokat térképileg<br />
elıre definiáljuk.<br />
A kihelyezésnek két alternatív technológiája van a rendelkezésre álló területen:<br />
A) A csıhálózaton végzett szállítás és csévélhetı dobos vízágyús kijuttatás (4. ábra)<br />
B) A tengelyen végzett kiszállítás és kanalas – injektálásos, azaz felszínifelszínalatti<br />
terítés (5. ábra).<br />
4. ábra A csévélıdobos öntözıberendezés<br />
5. ábra Kanalas és injektálásos fermentlé terítés<br />
A gyakorlatban alkalmazott fermentlé öntözés esetén a BAUER Rainstar T61 típus<br />
üzemeltetési paraméterei a következık: 40 mm-es fúvóka méret, 180°-os öntözési szektor,<br />
31 M 3 /h vízigény, 6.2 bar nyomás, 12 mm/nap öntözési norma, 4 napos öntözési forduló.<br />
<strong>Talajtani</strong> térképezés a területrıl eltérı módszerrel, különbözı idıpontban és térhiányosan<br />
történt meg, analóg adatformátumban. Nagyfelbontású vízrajzi és domborzati<br />
modell a vizsgálati területrıl nem állt rendelkezésre. Megállapítható hogy a kutatást az<br />
alapadatok elıállításával és terepi mérések alapján végzett aktualizálással kellett indítani.<br />
273
Tamás – Szıllısi – Fórián – Petis<br />
Mivel nagy méretarányú digitális talajtérkép nem állt rendelkezésre ezért a meglevı<br />
analóg térképekbıl és saját terepi elsıdleges adatgyőjtésbıl mintavételezés, szelvényezés<br />
útján kellet ezeket elıállítani. A 25000-es méretarányú ún. Géczy féle talajtérképet<br />
szkennelés és georeferálás után dolgoztuk fel. Az attributum táblában a humusztartalom,<br />
feltárási rétegvastagságok, talajfizikai féleség, talajgenetikai leírás, növénytermesztési<br />
alkalmassági jellemzık, és tartós elöntések kerültek feltöltésre. Külön rétegben<br />
határoltuk le a talajpoligonokat, lakott területet, fúrási szelvényeket.<br />
Mindkét technológia alkalmazásához elkészült a precíziós, a táblákon belüli vezérlés<br />
alap térképi adatrendszere (6. ábra). A döntéstámogatás során az alapadatok folyamatosan<br />
optimalizálhatók az aktuális tápanyag és vízellátottság, valamint vetésterv<br />
függvényében.<br />
274<br />
6. ábra Parcella szintő vezérlési térkép<br />
A Nyírbátorban megépült biogáz üzem esetében a kiépített döntéstámogatási rendszer<br />
keretében a két technológiát kombinálni lehet.<br />
A beszállítási és kijuttatási folyamatok, mint idıben és térben változó folyamatok<br />
komplex, számítógéppel támogatott irányítástechnikai fejlesztéseket igényelnek, amely<br />
rendszert integrálni kell a biogáz telep logisztikai és technológiai rendszereivel, hogy<br />
azok egységes felületen tegyék lehetıvé az input anyagoktól a hasznosításig a teljes<br />
termék életciklusának a követését.<br />
A fentiek alapján összeállított technológiai rendszer összefoglalását mutatja be a<br />
következı ábra (7. ábra).
Biogáz fermentlé precíziós mezıgazdasági újrahasznosítási rendszerének ...<br />
Logisztika<br />
Beszállítás Elıkészítés<br />
GPS<br />
Flottakövetés<br />
Téradatok<br />
Mezofil<br />
Bioreaktor<br />
Gázmotor<br />
Irányítás technika<br />
Döntéstámogatás<br />
Termofil<br />
Bioreaktor<br />
Gáztisztítás<br />
Átfejtés<br />
Adalékanyag<br />
Sőrítés<br />
Tápanyagarány<br />
kialakítása<br />
Melioratív anyagok<br />
bekeverése<br />
Távérzékelt<br />
adatok<br />
Gáztarály<br />
Tápoldat tárolás<br />
Homogenizálás<br />
Logisztika<br />
Kiszállítás<br />
távoli elhelyezés<br />
Kijuttatás<br />
GPS vezérléső<br />
Precíziós célgép<br />
Automata mintavétel<br />
Csapolás<br />
Táblára<br />
Növényre<br />
kidolgozott<br />
tápoldatok<br />
7.ábra A biogáz üzem logisztikai rendszere<br />
A computer a feltöltött digitális térképek alapján vezérli a rendszert. Ez a meghatározott<br />
útvonalon az elıre programozott fermentlé kijuttatását ellenırzi és szabályozza.<br />
Az elhelyezı területen a maximum 170 kg/ha N kijuttatását teszi lehetıvé a 99/2008.<br />
(IV. 29.) Kormány Rendelet, mely a szennyvizek és szennyvíziszapok mezıgazdasági<br />
felhasználásának és kezelésének szabályairól szóló 50/2001.(IV. 3.) Korm. rendelet<br />
módosításáról, valamint a vizek mezıgazdasági eredető nitrátszennyezéssel szembeni<br />
védelmérıl szóló 49/2001. (IV. 3.) Korm. rendelet hatályon kívül helyezésérıl szól. A<br />
tervezés során számos adatot kellet digitálisan rögzíteni, melyek a következık: domborzat,<br />
felszíni vizek, talajvizek, lakott területek, utak. A talajtani, agrokémiai növénytermesztési<br />
és vízgazdálkodási adatokból az elızı vizsgálat után az aktuálisan kijuttatható<br />
fermentlé mennyiségét határoztuk meg. Az eredményt a job computerbe upload<br />
utolsó lépésként a gép mozgása is tervezhetıvé és a kijuttatás során folyamatosan követhetıvé<br />
vált.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
A szigorodó agrár-környezetvédelmi elıírások miatt a termelık még a tápanyagban gazdag<br />
anyag elhelyezését is kockázatosnak tartják, amely további költségeket jelent. A kockázatokat<br />
kutatási laborvizsgálatokkal lehet mérsékelni, mint erre a fentiekben rámutattunk. Az<br />
optimális receptura kombinációk a káros gázkibocsátást (ammónia, kénhidrogén) tudták<br />
csökkenteni. A GIS logisztikai rendszer az input kontrollját, míg a GIS/GPS alapú precíziós<br />
mezıgazdasági rendszer az output környezetbarát elhelyezését biztosítja. Az ilyen módon<br />
zárt irányítási rendszerben a veszélyes hulladék keletkezésétıl, a biogáz feldolgozáson<br />
keresztül a kijuttatásig követhetıvé vált a biofermentlé életciklusa.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Kutatásainkat a „Mezıgazdasági és élelmiszeripari hulladékok szántóföldi hasznosításának<br />
kidolgozása a környezetbiztonsági elıírások teljesítése érdekében” címő OMFD-<br />
00818/2009 pályázat keretében valósítottuk meg.<br />
275
Tamás – Szıllısi – Fórián – Petis<br />
Irodalomjegyzék<br />
BÍRÓ, T. (2008). Startoló biogáz-beruházások. Hulladéksors, IX. évf. (11), 40-42.<br />
EEA (2006). How much bioenergy can Europe produce without harming the environment.<br />
Report, No. 7/2006.<br />
FUCHSZ, M. (2009). Biogázra várva. Hulladéksors, X. évf. (3), 14-16.<br />
Gazdasági és Közlekedési Minisztérium (2008). Stratégia a magyarországi megújuló energiaforrások<br />
felhasználásának növelésére 2008-2020. Budapest, 96.<br />
MAKÁDI, M., TOMÓCSIK, A., LENGYEL, J., BOGDÁNYI, ZS., MÁRTON, Á. (2007). Application of<br />
a digestate as a nutrient source and its effect on some selected crops and soil properties. In<br />
Joint International Conference on Long-term Experiments, Agricultural Research and<br />
Natural Resources. Debrecen, 102-107.<br />
MTA ENERGETIKAI BIZOTTSÁG (2006). <strong>Magyar</strong>ország megújuló energetikai potenciálja. Megújuló<br />
Energia Albizottság MTA Jelentése<br />
PETIS, M. (2008). Biogáztermelés rendszerszemlélettel. Bioenergia, III. évf. (6), 2-8.<br />
SINÓROS-SZABÓ, B., MANIAK, S. (2005). Bioreaktorok <strong>Magyar</strong>országon. Agrártudományi Közlemények,<br />
Debreceni Egyetem, 16, 248-254.<br />
276
A VÖRÖS CSENKESZ (FESTUCA RUBRA)<br />
SZEREPE AZ ERÓZIÓ ELLENI VÉDEKEZÉSBEN<br />
Tury Rita 1 , Szakál Pál 2 , Fodor László 3<br />
1 Károly Róbert Fıiskola, Természeti Erıforrás-gazdálkodási és Vidékfejlesztési Kar, Környezettudományi<br />
Intézet, Gyöngyös<br />
2 NYME Mezıgazdaság- és Élelmiszertudományi Kar, Kémia Tanszék, Mosonmagyaróvár<br />
3 Károly Róbert Fıiskola, Természeti Erıforrás-gazdálkodási és Vidékfejlesztési Kar,<br />
Agrotechnológiai Intézet, Gyöngyös<br />
e-mail: rtury@freemail.hu<br />
Összefoglalás<br />
A bányászati tevékenységek után visszamaradt meddıhányókon többek között a tápanyaghiány,<br />
a magas káros anyag tartalom miatt nincs megfelelı növényzet. Ez is hozzájárul ahhoz, hogy<br />
ilyen területeken jelentıs az erózió és a kiporzás veszélye. Gyöngyösoroszi közelében az egykori<br />
ércbánya flotációs meddıjén tesztnövényként alkalmaztuk a vörös csenkeszt (Festuca<br />
rubra), mivel a rágást, tiprást jól bírja; és domboldalak erózió elleni védelemében is értékes<br />
növény. Munkánk során figyelemmel kísértük a helyi körülményekhez való alkalmazkodását. A<br />
kísérlet során alkalmazott kezelések közül azokban az esetekben fejlıdött a vörös csenkesz<br />
megfelelıen, amikor a lebomlott szerves anyagon kívül természetes vagy szintetikus zeolitot is<br />
kevertünk a meddıhöz. Az említett kezelések mellett a vörös csenkesz állománya a vegetációs<br />
idıszak végére megerısödött, gyökereivel a „talajt” sőrőn átszıtte; vastag nemezszerő gyepréteg<br />
a második év közepére kialakult.<br />
Summary<br />
Following the cease of mining activities, due to the lack of nutrients and the high content of<br />
deleterious substances, no adequate vegetation cover is developed. This fact also contributes to<br />
significant water and wind erosion risks at such areas. At the flotation waste heap of a former<br />
ore mine at the surroundings of the village Gyöngyösoroszi, red fescue (Festuca rubra) was<br />
applied as a test plant as being tolerant to grazing and treading as well as being a valuable plant<br />
regarding the prevention of hill-sides against erosion. During our work, adaptation to the regional<br />
endowments was monitored. Among the treatments applied during the experiment, the<br />
growing of red fescue was satisfactory when, in addition to the decomposed organic matter,<br />
natural or synthetic zeolite was added to the waste material. After the treatments mentioned, the<br />
stand of red fescue, by the end of the vegetation period, became strengthened, densely interlacing<br />
the ‘soil’ by its roots and having a thick felt-like layer of turf developed by the middle of the<br />
second year.<br />
Bevezetés<br />
Gyöngyösoroszi közelében 1949 és 1986 között érbányászat folyt, a kibányászott meddırıl<br />
a fémet flotációs technológiával választották el. A feldolgozás során az ércet<br />
aprították, ırölték, flotálták, végül szőrték. A gyengébb minıségő érceket szuszpenziós<br />
úton dúsították. 1962-tıl nehézszuszpenziós elıdúsítást iktattak be. A flotációs zagyot<br />
szivattyúkkal nyomták a meddıhányóra, amely a falutól északra, kb. 1 km-re található.<br />
Az üzem mőködése alatt kb. 3 millió m 3 zagy elhelyezésére került itt sor. A meddı<br />
277
Tury – Szakál – Fodor<br />
területe kb. 26 ha. A meddıhányó az idıszakos Száraz-patak völgyének lezárásával<br />
készült, a hányó alatt dréncsı-hálózat található. Az összegyőjtött vizet a Száraz-patak<br />
szállítja el, amely a Toka patakkal egyesül. A meddıhányón 3 tó található, amelyek<br />
nyáron gyakran kiszáradnak. A HAF (Használt Akkumulátor Feldolgozó) építésekor a<br />
fölösleges földet a meddıre szállították, és ott elterítették. A meddıhányó felületén<br />
jelentıs az erózió és a kiporzás veszélye, mivel összefüggı növénytakaróval nem rendelkezik<br />
(TURY, 2008).<br />
A Földön a szárazföldi területek mintegy fele erózióveszélyes (LÁNG, 2003). Hatásának<br />
elsısorban a növényzettel nem borított talajfelület van kitéve, amit a domborzati<br />
viszonyok (pl. meredek lejtık) fokoznak. Erózió veszélyével nem csak a mővelés alatt<br />
álló területeken, a kiirtott erdık helyén kell számolni, hanem a bányászati tevékenységbıl<br />
visszamaradt meddıhányók felszínén is. A helyzetet tovább rontja, hogy a<br />
meddı anyaga általában terméketlen, és káros anyagokat tartalmaz. Gyöngyös környékén<br />
erre több példa is van; egyrészt meg kell említeni Visonta környékén folyó külszíni<br />
lignitbányászatot, másrészt Gyöngyösoroszi és Recsk közelében egykor folyt színes érc<br />
bányászatot. A Mátrai Erımő ZRt. kezelésében levı meddıhányókat külszíni bányászat<br />
elırehaladtával folyamatosan rekultiválják, ahogy hányók kialakítása megtörténik.<br />
A recski meddıhányók rekultivációja ez idı szerint nincs tervbe véve, a<br />
gyöngyösoroszi meddıhányón valamint a nehézfémmel (kadmium, ólom, réz, cink)<br />
szennyezett területeken jelenleg folyik a rekultiváció.<br />
Az utóbbi években az éghajlat változása következtében a csapadékeloszlás megváltozott,<br />
rövid idı alatt nagy mennyiségő csapadék hullik le, ami az erózió veszélyét<br />
növeli. A növényzet védıhatása jelentıs, így fontos az erdık, cserjék, sövények, és a<br />
gyep szerepe is.<br />
A vörös csenkesz (Festuca rubra) legeltetést jól bíró, kiváló minıségő, évelı (4-6<br />
éves), kedvezı környezetben 10-15 évig is kitartó tarackos aljfő, amely általában 40-60<br />
cm magas. Sovány, száraz talajok legfontosabb növénye, ma már több minısített fajtája<br />
is van. Hazánkban hegyi réteken és zöld legelıkön gyakran uralkodó fő. Nagy elınye,<br />
hogy talaj tekintetében nem igényes. A homokos vagy szikes talajoktól a tızegtalajokig<br />
bárhol megél. Mint tarackos aljfő a rágást, tiprást és a legeltetést nagyon jól<br />
bírja, tarackjával állandóan fel tud újulni, ezért a szegényebb területek legelıjének elsı<br />
számú aljfüve. További elınye, hogy az árnyékos helyeken is jól fejlıdik, így erdıszélek,<br />
északi domboldalak ideális növénye lehet. Az erózió elleni védelemben értékes<br />
növény, mert egyenletes, vastag nemező gyepjét a víz csak nagyon nehezen kezdi ki,<br />
hosszú élető főfaj a legelın. Keverékekben a réti perjével, tarackos búzafővel, magyar<br />
rozsnokkal, komlós lucernával és a sárkerep lucernával szokták párosítani. Különösen<br />
a száraz fekvéső, nem öntözhetı, dombvidéki területek gyepesítésére alkalmas. Tiszta<br />
vetése csak kivételes esetekben javasolt. Az öntözést meghálálja, de jó szárazságtőrését<br />
ki kell használni, mivel száraz területeken biztos termésmennyisége miatt ajánlható<br />
(VINCZEFFY, 1993; BARCSÁK, 2004; SIMON, 1999, 2005, 2006; SZEMÁN, 2007)<br />
A meddıhányó felszíne növényekkel alig borított, amelyek foltszerően helyezkednek<br />
el. Felméréseink során az alábbi növényfajokat regisztráltuk: réti perje (Poa<br />
pratensis), egynyári perje (Poa Annua), martilapu (Tussilago farfara), nagy csalán<br />
(Urticula dioica), terjıke kígyószisz (Echium vulgare), lándzsás útifő (Plantago<br />
lanceolata), farkaskutyatej (Euphorbia cyparissias), parlagfő (Ambrosia<br />
artemisiifolia).<br />
278
Anyag és módszer<br />
A vörös csenkesz (Festuca rubra) szerepe az erózió elleni védekezésben<br />
A szabadföldi kísérlet beállítása során a tíz négyzetméteres parcellákat a meddıhányótól<br />
kb. 600 méterre alakítottuk ki. A fakerettel elhatárolt egységek 50 cm magasak,<br />
amelyekbe a meddıhányóról származó flotációs iszapot elhelyeztük. A kezeléseket és<br />
a kontrolt négy ismétléssel állítottuk be. A kezelések az alábbiak:<br />
1. 30 kg komposzt,<br />
2. 10 kg mordenit (természetes zeolit),<br />
3. 10 kg szennyvíziszap + 2 kg szintetikus zeolit,<br />
4. 10 kg szennyvíziszap + 2 kg klinoptilolit (természetes zeolit),<br />
5. 10 kg oltott mész,<br />
6. 10 kg mésziszap + 5 kg faforgács,<br />
7. 10 kg 5 %-os alginit,<br />
8. 10 kg mésziszap +10 kg 5%-os alginit,<br />
9. 10 kg mésziszap + 2 kg klinoptilolit (természetes zeolit),<br />
10. 10 kg mésziszap + 2 kg szintetikus zeolit,<br />
11. 30 kg mésziszap,<br />
12. 15 kg mésziszap+ 15 kg oltott mész,<br />
13. kontroll.<br />
A vetés alkalmával vörös csenkesz (Festuca rubra) Keszthelyi 2-es fajta került a kísérleti<br />
parcellákba, a vetési mélység 2-3 cm; a sortávolság 10 cm. A vetést öntözés<br />
követte, a kelés elısegítse céljából.<br />
A parcellák elhelyezése véletlenszerően (randomizálva) történt az egyes ismétlésekben.<br />
Így azonos esélyt kapott minden kezelés, hogy a parcellánként változó kisebb –<br />
nagyobb, pozitív vagy negatív irányú kísérleti hibahatásokból részesüljön. A kísérlet<br />
során talajfertıtlenítést, vegyszeres gyomirtást nem alkalmaztunk, hogy a peszticidek<br />
esetleges fitotoxikus hatása a kísérletünket ne zavarja meg.<br />
A kísérletünk alkalmával vizsgáltuk, hogy az egyes kezelések hatására, hogyan változik<br />
a vörös csenkesz (Festuca rubra) fejlettsége. Célunk az volt, hogy megtaláljuk azt<br />
a kezelést, amely mellett a növények fejlıdése optimális, és így összefüggı növénytakaró<br />
alakul ki. A tájrehabilitáció egyik fontos lépése olyan növényfaj(ok) betelepítése a<br />
meddıhányón, amely védi a felszínt a kiporzástól, illetve eróziótól.<br />
Eredmények<br />
A flotációs zagy pH-ja 4,1. Az összes Cd tartalom 34 mg/kg, ebbıl oldható 1:10<br />
Lakanen – Erviö (LE) kivonat alapján 8,6 mg/kg. A megállapított beavatkozási határérték<br />
2 mg/kg, a mért érték ennek több mint négyszerese. Az összes Cu koncentráció<br />
6380 mg/kg, ebbıl az oldható 589 mg/kg. A megállapított beavatkozási határérték<br />
200 mg/kg, ami a mért érték közel háromszorosa. Összes Pb 2910 mg/kg, ebbıl<br />
(LE) oldható 340 mg/kg. A megállapított beavatkozási határérték 150 mg/kg, a mért<br />
érték ennek több mint, duplája. Összes Zn mennyisége 5120 mg/kg, ebbıl (LE) oldható<br />
1760 mg/kg. A megállapított beavatkozási határérték 500 mg/kg. A mért érték<br />
ennek több mint háromszorosa. A kezelések hatására a növények fémfelvétele eltérıen<br />
alakult.<br />
A növények fémfelvételének bemutatására az elsı ábrán a vörös csenkesz átlagos<br />
kadmium akkumulációjának mértékét kísérhetjük figyelemmel. A kontrolhoz képest a<br />
kadmium koncentrációját legnagyobb mértékben a szennyvíziszap + szintetikus zeolit,<br />
279
Tury – Szakál – Fodor<br />
és a mésziszap + szintetikus zeolit kezelés csökkentette. A kontrolhoz viszonyítva az<br />
említett kezeléshatások szignifikánsan alakultak 5%-os szignifikancia szinten a gyökérben;<br />
és a hajtásban is.<br />
280<br />
Cd<br />
mg/kg<br />
50<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
komposzt<br />
mordenit<br />
szvízisz+szint.zeo<br />
szvízisz+klinop.<br />
oltott mész<br />
mészisz+ alginit<br />
mészisz+fafogács<br />
alginit<br />
mészisz+klinopt<br />
mésziszap+szint.zeo<br />
mésziszap<br />
mészisz+oltott mész<br />
kontrol<br />
1. ábra A vörös csenkesz gyökerének és hajtásának átlagos Cd koncentrációja<br />
gyökér<br />
hajtás<br />
A szabadföldi körülmények közötti tesztelés során a növények fejlıdése a kezelések<br />
hatására eltérıen alakult. A vörös csenkesz fejlettsége a talaj pH-ja és tápelemellátottság<br />
függvényében változott. Fejlettség szempontjából a növényeket három csoportba<br />
soroltuk:<br />
1. csoportba a fejlett növények tartoznak, melyek komposzt, szennyvíziszap + szintetikus<br />
zeolit, szennyvíziszap + természetes zeolit kezelésben részesültek<br />
2. csoportba a kevésbé fejlett növények tartoznak, amelyek mordenit, oltott mész, faforgács<br />
+ mésziszap, alginit, alginit + mésziszap, mésziszap, mésziszap + oltott mész,<br />
mésziszap + szintetikus zeolit, mésziszap + természetes zeolit kezelést kaptak.<br />
3. csoporthoz a kontrol parcella tartozik.<br />
Az alábbiakban a három csoport fejlettségében mutatkozó különbségeket kísérhetjük<br />
figyelemmel.<br />
Vetés után rendszeres öntözés mellett a magok három – négy hét múlva kezdtek csírázni,<br />
a csírázás minden parcellában egységes volt, majd, mintegy két hét elteltével<br />
jelentkeztek a kezelésbıl adódó fejlıdésbeli különbségek, és ezek az eltérések a kísérlet<br />
végéig meg is maradtak. A következı ábrákon az egyes növényállományok fejlıdését<br />
tanulmányozhatjuk a különbözı kezelések hatására.<br />
A csíranövények növekedése a szennyvíziszappal és szintetikus zeolittal kezelt parcellákban<br />
volt a legintenzívebb. A kezelés hatására a vörös csenkesz állománya a vegetációs<br />
idıszak végére megerısödött, gyökereivel a „talajt” átszıtte. A következı évben<br />
az intenzív növekedés következtében vastag gyepnemez szerkezető réteg az év közepére<br />
kialakult. Ezt a fejlettségi állapotot a második ábra szemlélteti. A harmadik évben a<br />
növényállomány fejlıdése ugyanolyan intenzív volt, mint az elızı évben. Gyökérzetével<br />
a vörös csenkesz még sőrőbben, és mélyebben átszıtte a „talajt”.<br />
A harmadik ábrán a mésziszap és szintetikus zeolit kezelés esetén látjuk a vörös<br />
csenkesz fejlettségét a második évben. Ennél a kezelésnél nem jutattunk ki lebomlott<br />
szerves anyagot. A növények fejlıdése ennek megfelelıen nem volt olyan intenzív,<br />
mint a korábban említett esetben. A kialakult növényállomány nem összefüggı, a nö-
A vörös csenkesz (Festuca rubra) szerepe az erózió elleni védekezésben<br />
vényi gyökerek nem szıtték át a talajt sőrőn; kialakult ugyan a nemezszerő szerkezet,<br />
de sokkal lazább, mint a szennyvíziszap és szintetikus zeolit kezelés alkalmával. Ennek<br />
az a hátránya lehet, hogy a csapadékvíz könnyebben kikezdi a „talajt”, az erózió esélye<br />
növekszik, valamint nedvességet rosszul tárolja a „talaj”.<br />
2. ábra A vörös csenkesz fejlettsége szennyvíziszap és szintetikus zeolit kezelés hatására a<br />
második év szeptemberében<br />
3. ábra A vörös csenkesz állománya mésziszap és szintetikus zeolit kezelés hatására a második<br />
év szeptemberében<br />
A negyedik ábrán a mésziszap kezelés hatására látjuk a vörös csenkesz fejlettségét a<br />
kísérlet második évben. Ennél a kezelésnél sem jutattunk ki lebomlott szerves anyagot.<br />
A növények fejlıdése itt is elmaradt a szennyvíziszappal és szintetikus zeolittal kezelt<br />
281
Tury – Szakál – Fodor<br />
parcellától. Mivel a mésziszaphoz nem kevertünk más anyagot, így mésziszap egyedüli<br />
hatását tudtuk kontrolálni. A kezelés hatására a növények gyengén fejlıdtek, zsengék<br />
maradtak a vegetációs idıszak végéig, sok növény el is pusztult. Ennél a kezelésnél az<br />
iszap pH-ja ugyan növekedett; de a növények növekedését gátolta, hogy nem tudtak<br />
tápanyagot felvenni. Ennél a kezelésnél nem beszélhetünk összefüggı nemezszerő<br />
szerkezet kialakulásáról, így a vörös csenkesz talajvédı hatása nem tudna érvényesülni.<br />
A „talajt” könnyedén kimosná a víz a növények közül.<br />
4. ábra A vörös csenkesz állománya mésziszap kezelés esetén második év szeptemberében<br />
5. ábra Kontrol parcellában a vörös csenkesz fejlettsége második év szeptemberében<br />
282
A vörös csenkesz (Festuca rubra) szerepe az erózió elleni védekezésben<br />
A kontrol parcellában a növényállomány alig fejlıdött, amit az ötödik ábrán kísérhetünk<br />
figyelemmel. A növények gyengén fejlıdtek, a kis egyedek színe fakó volt, egy<br />
részük elpusztult az elsı vegetációs évben, illetve ki sem kelt. A kikelt és fejlıdésnek<br />
indult növények gyökere nagyon rövid volt elágazásaik szinte egyáltalán nem voltak, a<br />
felszín feletti szerveikhez hasonlóan vékonyak maradtak. A gyengén fejlıdött növények<br />
majdnem fele a téli hideg hatására kiveszett. A növényfaj a már említett pozitív<br />
tulajdonságait egyáltalán nem mutatta, gyepesítésre való alkalmasságot az adott körülmények<br />
között nem lehetett megállapítani. Ami igazolja azt a korábbi megállapítást,<br />
hogy a flotációs iszapban növényfajok jelentıs része nem képes megélni.<br />
Eredmények értékelése, következtetések<br />
A vörös csenkesz alkalmas lehet a meddıhányón az erózió elleni védekezésre, amenynyiben<br />
az itteni talajviszonyok között meg tud élni. Szárazságtőrı tulajdonsága nagyfontosságú,<br />
amennyiben a térségben a csapadékeloszlás az elmúlt évekhez hasonlóan<br />
alakul. A nemezes szerkezető gyökerének azért van jelentısége, mert a hirtelen lezúduló<br />
nagy mennyiségő csapadékból származó vizet el tudja vezetni a mélyebb rétegekbe,<br />
valamint tárolni tudja aszályosabb idıszakra. Fontos még, hogy a tőzı napot is jól bírja<br />
a növény; hiszen a meddıhányón semmilyen árnyékoló hatással nem számolhatunk.<br />
Az elsı csoportba tartozó kezelések eredményéül elmondtató a lebomlott szerves<br />
anyaggal a toxikus elemek komplexet alkotnak, így csak kis mértékben tudják a növények<br />
a fémeket felvenni. Valamint a növények számára biztosítja a szükséges tápanyagot<br />
(nitrogén, foszfor).<br />
A második csoportba tartozó mésziszap és szintetikus zeolit kezelések hatásáról<br />
mondható el, hogy a szintetikus zeolit hozzáadása mérsékli a nehézfémek felvételét.<br />
Ennek oka lehet az ionmegkötı-képessége és jó adszorpciós tulajdonsága.<br />
A mésziszap hatását összehasonlítva a szennyvíziszap hatásával a tapasztalatok<br />
alapján azt mondhatjuk el, hogy a szennyvíziszappal kezelt parcellákban a növények<br />
erıteljesebben fejlıdnek. Ennek a magyarázata az lehet, hogy a mésziszap csak az<br />
iszap pH-jára volt hatással, míg a szennyvíziszap megköti a fémeket és tápanyagot is<br />
szolgáltat a növények számára.<br />
A harmadik csoportba tartozó kontrol parcellában nem csökken meddı savanyúsága,<br />
és a növények fejlıdéséhez szükséges tápanyagot sem biztosítja semmi.<br />
Irodalom<br />
BASKAY, Z., PRIEGER, B., BARCSÁK, K. (1978). Gyeptermesztés és hasznosítás. Budapest, Mezıgazdasági<br />
Kiadó<br />
BARCSÁK, Z. (2004). Biogyep-gazdálkodás. Biogazda kiskönyvtár, Mezıgazda Kiadó<br />
IZSÁKI, Z. (2004). Szántóföldi növények vetımagtermesztése és kereskedelme. Budapest, Mezıgazda<br />
Kiadó.<br />
LÁNG I. (2003). Agrártermelés és globális környezetvédelem. Mezıgazda Kiadó. Budapest p.<br />
76.<br />
SIMON, L. (1999). Talajszennyezıdés, talajtisztítás. Környezetgazdálkodási Intézet, Környezetés<br />
Természetvédelmi Szakkönyvtár és Információs Központ, 10-11,18.<br />
SIMON, L. (2005). Stabilization of metals in acidic mine spoil with amendments and red fescue<br />
(Festuca rubra L.) growth. Environmental Geochemistry and Health, 27, 289-300.<br />
SIMON, L. (2006). Toxikus elemek akkumulációja, fitoindikációja, fitoremediációja a Talajnövény<br />
rendszerben. MTA Doktori értekezés. Nyíregyháza.<br />
SZEMÁN, L. (2007). Gyepgazdálkodási módszertan. SZIE, Egyetemi jegyzet.<br />
283
Tury – Szakál – Fodor<br />
TURY, R., SZAKÁL, P., SZEGEDI, L. (2008). A tavaszi árpa (Hordeum vulgare) nehézfémakkumulációja<br />
a gyöngyösoroszi bányameddın különbözı kezelések hatására. Talajvédelem<br />
különszám, Nyíregyháza, 341-349.<br />
VINCZEFFY I. (1993). Legelı- és gyepgazdálkodás. Mezıgazda Kiadó. Budapest<br />
http://pazsitinfo.hu<br />
284
KOMPLEX TALAJMONITOROZÁS MINTAVÉTEL-<br />
OPTIMALIZÁCIÓJA<br />
Vályi Kriszta 1 , Szécsy Orsolya 2 , Dombos Miklós 1 , Anton Attila 2<br />
1 MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Környezetinformatikai Osztály, Budapest<br />
2 MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Talajbiológiai és -biokémiai osztály, Budapest<br />
e-mail: kvalyi@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
A talajok környezetvédelmi célú ökológiai állapotfelmérésének és állapotváltozásának szakszerő<br />
vizsgálatához elengedhetetlen az alkalmazott monitorozás kísérletes tervezése. E folyamatban<br />
meghatározó szerepet játszik az adott mintavételi helyeken felvett környezeti változók pontosságának<br />
és megbízhatóságának vizsgálata. Jelen munkában azt vizsgáltuk meg, hogy egy parcellára<br />
reprezentatív mintavételt milyen térbeli elrendezésben lehet a leghatékonyabban – legmagasabb<br />
pontossággal és legalacsonyabb torzítással – kivitelezni. A talajbiológiai paraméterek közül jelen<br />
vizsgálatban mértük a mikrobiális aktivitást (FDA), a mezofauna denzitását, általános talajparaméterek<br />
mellett a talajszennyezést tekintve 13 nehézfém elemtartalmát, növényvédıszermaradékokat,<br />
tápanyagtartalmat és a tömörödöttséget. Szántókon, szabályos elrendezésben 20-100<br />
mintát vettünk a talajból, illetve gépi fúrással a talajvízbıl. Az adatok elemzése során kiszámítottuk<br />
az elért százalékos relatív pontosságot, illetve a szükséges mintaszámot.<br />
Summary<br />
For the professional environmental analysis of soils’ ecological state and the monitoring of the<br />
transitions of this state, the experimental planning of the sampling design and method is<br />
essential. In this process, the testing of reliability and precision of the examined environmental<br />
variables, the exploration of their spatial heterogeneity and the estimation of the required<br />
sample size and sampling area play a decisive role. In the present work, we examined which<br />
spatial layout is the most effective for the representative sampling of a parcel.<br />
The soil parameters measured in this study were the following: total microbial activity<br />
(FDA), content of pesticide residues and 13 heavy metals, nutrient content and compaction. Soil<br />
and groundwater samples were taken from organic and intensive arable lands, by hand and<br />
mechanical drilling, testing 3 different regular sampling designs.<br />
Hand drilling was carried out by the Representative Parcel Segment (RPS) method, which is a<br />
standardized method used for soil sampling for agricultural use. A homogenous (at the field scale),<br />
representative (based on aerial photographs, topographical maps, elevation models, soil maps and<br />
on-site observations) parcel part of 50 000 m2 was chosen, and samples were taken from 20<br />
sampling spots per sites. The sampling spots were located along the diagonals of the RPS.<br />
We have also tested a reduced sampling method (RPS central), where we drilled at the 4<br />
innermost sampling spots of the RPS.<br />
For mechanical drilling a 50x50 m quadrate was designated in one corner of the RPS. The soil<br />
samples were taken from drillings situated in the corners and in the centre point of this part of the RPS.<br />
The percentage relative precision and required sample size for the detection of 10, 20, and<br />
40 % difference were calculated for all environmental variables and sampling schemes, at 5%<br />
level of significance and 90% power. In the case of heavy metals, using the smaller sampling<br />
area (corner of RPS) 3-22 samples were sufficient for the detection of 10 % difference, which is<br />
close to the sampling size used in the current experiment. Using the larger sampling area and<br />
285
Vályi – Szécsy – Dombos – Anton<br />
the diagonal RPS design, higher sampling size is required (mean: 32, in the case of Sn extreme<br />
high 255). The variation and required sample size for nutrient and humus content are<br />
substantially higher, therefore when designing complex monitoring protocol, the statistical<br />
indicators of these elements should be taken.<br />
In the case of total microbial activity, the variability in the sampling areas was especially<br />
high, even the different diagonals of one RPS showed more than 10% difference. This should<br />
be taken into consideration when planning detectable mean difference.<br />
Bevezetés<br />
A talajok környezetvédelmi célú ökológiai állapotfelmérésének és állapotváltozásának<br />
szakszerő vizsgálatához elengedhetetlen az alkalmazott monitorozás kísérletes tervezése.<br />
E folyamatban meghatározó szerepet játszik az adott mintavételi helyeken felvett<br />
környezeti változók pontosságának és megbízhatóságának vizsgálata.<br />
Jelen munkában azt vizsgáltuk meg, hogy egy parcellára reprezentatív mintavételt<br />
milyen térbeli elrendezésben lehet a leghatékonyabban – legmagasabb pontossággal és<br />
legalacsonyabb torzítással – kivitelezni.<br />
Az ENVASSO projektben megállapított 8 legfontosabb, a talajt veszélyeztetı tényezı<br />
között a talajszennyezés, ezen belül a nehézfémekkel történt terhelés is szerepel<br />
(HUBER, 2008).<br />
MARKERT (1995) szerint a reprezentatív mintavételbıl, illetve annak hiányából eredı<br />
hiba elérheti az 1000%-ot is. A pontos helyen történı mintázás hibája rendszerint<br />
nagyobb, mint ami a minta elıkészítésébıl, feltárásából és analizálásából származik<br />
(FORTUNATI, 1994). KÁDÁR (1998) szerint az összes ejtett hiba 80-85%-át az átlagmintában<br />
kereshetjük, azaz a terepi mintavételben. A THEOCHAROPOULOS (2001) által<br />
megvizsgált 15 európai talajmintavételi elıírásból egyik sem tartalmazott elıírásokat a<br />
mintavételi terület kiterjedésére. Az utóbbi évtizedekben ráadásul a terepi talajmintavétel<br />
technikai fejlıdése jelentısen elmaradt a talajvizsgálatokétól. A mintavételi módszerekbıl<br />
eredı hiba tehát a legnagyobb a monitorozás összes többi lépéséhez képest.<br />
A nehézfémek monitorozására ezért szükség lenne egy egységes, Európa-szerte alkalmazott<br />
talajmintavételi protokollra, a jelen mintavételezések ugyanis számos ponton<br />
eltérnek egymástól.<br />
A talajbiológiai paraméterek közül mértük a teljes mikrobiális aktivitást<br />
fluoreszcein-diacetát hidrolízisének mérésével (FDA), a mezofauna denzitását, általános<br />
talajparaméterek mellett a talajszennyezést tekintve 13 nehézfém elemtartalmát és<br />
növényvédıszer-maradékokat, tápanyagtartalmat és a tömörödöttséget. Szántókon,<br />
szabályos elrendezésben 20-100 mintát vettünk a talajból, illetve gépi fúrással a talajvízbıl.<br />
Az adatok elemzése során kiszámítottuk az elért százalékos relatív pontosságot<br />
(percentage relative precision, Q), illetve a szükséges mintaszámot. Q egyenlı a becsült<br />
populációméret és annak 95%-os konfidenciahatárai közötti különbséggel, a becsült<br />
érték százalékában kifejezve.<br />
A kísérlettervezéshez feltétlenül szükséges a legkisebb kimutatható különbség (minimum<br />
detectable change, MC) megadása. Vizsgálatunk célja az adott MC-khez szükséges<br />
mintavételi befektetés megtervezése. Ez statisztikai értelemben pontbecslés, ahol<br />
az MC függvényében a térbeli elrendezést és ismétlésszámot szeretnénk meghatározni.<br />
A statisztikai vizsgálatban az alapsokaság az adott parcella, a vizsgálat objektuma az<br />
általunk meghatározott, adott területő és homogén reprezentatív parcellarészlet (RPR),<br />
az ismétlések pedig az RPR-en belüli egyes pontokon történı mintavételek.<br />
286
Komplex talajmonitorozás mintavétel-optimalizációja<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A mintavételeket a MONTABIO projekt összesen 14 mintaterületén (1. táblázat), Békés<br />
megyében végeztük el, 2008 és 2009 során, intenzív és bio mőveléső szántókon,<br />
valamint egy ısgyepen és egy legelın (1. ábra).<br />
1. táblázat A mintaterületek kódjai és mővelésük 2008-ban és 2009-ben<br />
Mintavételi területek 2008 Mintavételi területek 2009<br />
MH1 Medgyesegyháza, intenzív MH2 Medgyesegyháza,bio<br />
MH2 Medgyesegyháza, bio CS1 Csorvás, intenzív<br />
CS1 Csorvás, intenzív BA1 Battonya, intenzív<br />
CS2 Csorvás, bio BA2 Battonya, bio<br />
CS3 Csorvás, legelı BA3 Battonya, ısgyep<br />
BA1 Battonya, intenzív KT1 Köröstarcsa, intenzív<br />
BA2 Battonya, bio KT2 Köröstarcsa, bio<br />
KT1<br />
KT2<br />
Köröstarcsa, intenzív<br />
Köröstarcsa, bio<br />
A vizsgálat során háromféle mintavételi módszert alkalmaztunk:<br />
1. átlagmintavétel (a talaj 0-30, 30-60 és 60-90 cm-es rétegeibıl vett, mélységenként<br />
eltérı számú pontmintából) kézi fúrással az 5 hektáros reprezentatív parcellarészletek<br />
(RPR-ek) területén<br />
2. talajbiológiai mintavétel a talaj felsı 10 cm-ébıl<br />
3. gépi fúrás (talaj + talajvíz mintavétel) 50x50 méteres területrıl (RPF, reprezentatív<br />
parcellafúrás), területenként 5 fúrással<br />
1. ábra A MONTABIO projekt mintavételi helyeinek fizikai talajfélesége, valamint<br />
elhelyezkedése Békés megyében.<br />
287
Vályi – Szécsy – Dombos – Anton<br />
A mintavételeket térben az 2. és 3. ábrák szerint rendeztük el.<br />
2. ábra A csorvási 04/4 hrsz. parcella potenciális RPR-je (nagy négyzet) és RPF-je (kis négyzet)<br />
1 4<br />
érkezés<br />
2 3<br />
érkezés indulás<br />
indulás<br />
3. ábra Egy RPR pontmintáinak elhelyezkedése az átlagmintavételnél. A legsötétebb négyzeteknél<br />
mindhárom mélységbıl, a középszürkéknél 30-60 és 0-30 cm-bıl, a legvilágosabbaknál a<br />
felsı 30 cm-bıl vettünk mintát.<br />
Vizsgálati eredmények és értékelésük<br />
Hat mintaterületen vizsgáltuk a nehézfémek százalékos változását 2008 és 2009 között<br />
(4. ábra). A minták a gépi fúrásokból (RPF) származnak, tehát területenként 5 részmintából.<br />
Az összesen 60 mintából elemenként hasonlítottuk össze az elsı, illetve a második<br />
év adatait. Az eltéréseket minden esetben pozitív elıjellel használtuk, majd ezeket elemenként<br />
összesítettük. A diagramon az átlagot, a standard hibát és a szórást ábrázoltuk.<br />
288
Komplex talajmonitorozás mintavétel-optimalizációja<br />
mintahelyen (n=60)<br />
Százalékos változás (%)<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
Mean<br />
Mean±SE<br />
Mean±SD<br />
As B Ba Cd Co Cr Cu Ni Pb Sn Zn<br />
4. ábra Nehézfémek koncentrációjának %-os aránya 2008-2009 között hat mintahelyen<br />
1.<br />
Elem (mg/kg)<br />
2. táblázat Adott százalékos eltérés kimutatásához szükséges mintaszám<br />
RPF típusú mintavétel, gépi fúrás esetén.<br />
Gépi fúrás<br />
2.<br />
Mintaszám/terület<br />
3.<br />
Átlag<br />
4.<br />
Szórás<br />
5. Adott %-os eltérés kimutatásához<br />
szükséges mintaszám<br />
10% 20% 40%<br />
As 5 11,2 0,9 15 5 3<br />
B 5 25,7 2,2 17 6 3<br />
Ba 5 189,2 20,6 27 8 3<br />
Cd 5 0,2 0,0 25 7 3<br />
Co 5 13,3 0,7 8 3 2<br />
Cr 5 49,6 3,5 12 4 3<br />
Cu 5 22,1 1,6 13 5 3<br />
Mo 5 0,2 0,1 329 88 23<br />
Ni 5 36,6 1,8 7 3 2<br />
Pb 5 17,7 1,5 16 5 3<br />
Sn 5 2,3 0,4 73 19 6<br />
Zn 5 68,4 4,6 11 4 3<br />
Humusz [%] 5 3,1 0,4 34 10 4<br />
pH (H 2 O) 5 7,4 0,3 4 3 2<br />
K (A) 5 45,0 1,9 6 3 2<br />
FDA 5 68,1 21,2 205 52 14<br />
289
Vályi – Szécsy – Dombos – Anton<br />
Az elemenként, és területenként átlagolt eltérések alapján a következıket kaptuk: a<br />
legnagyobb százalékos eltérést az ón mutatja (38,5%), a legnagyobb szórással együtt<br />
(16,1). Magas értékeket kaptunk a kadmium és bárium esetében is (sorban 24,1, ill.<br />
21,4%). A legalacsonyabb eltérést a nikkel és a kobalt esetében kaptuk (3,5% körül<br />
mindkettı), és a legkisebb szórás-értékekkel is ezek az elemek rendelkeznek. A többi<br />
elem százalékos eltérése 5% és 15% között, szórása pedig 3,5 és 10,5 között mozgott.<br />
3. táblázat Adott százalékos eltérés kimutatásához szükséges mintaszám RPR típusú mintavétel,<br />
kézi fúrás esetén, a köröstarcsai intenzív és bio parcellákon, mikroelemekre<br />
290<br />
Kézi (RPR) mintavételezés a<br />
köröstarcsai mintahelyeken<br />
1.<br />
Elem<br />
2.<br />
Gazdálkodási<br />
típus<br />
3.<br />
Minta<br />
szám<br />
4.<br />
Átlagminta<br />
értéke<br />
5.<br />
Pontminták<br />
átlaga<br />
6.<br />
Pontminták<br />
szórása<br />
7. Szükséges mintaszám<br />
adott %-os<br />
különbség kimutatásához<br />
10% 20% 40%<br />
As intenzív 20 11,05 10,93 1,16 25 8 3<br />
bio 20 12,39 12,28 1,34 26 8 3<br />
B intenzív 20 22,54 21,42 4,29 86 23 7<br />
bio 20 28,57 27,73 3,67 38 11 4<br />
Ba intenzív 20 205,86 202,14 33,95 61 16 5<br />
bio 20 180,45 198,67 33,31 61 16 5<br />
Cd intenzív 20 0,15 0,14 0,02 86 11 5<br />
bio 20 0,20 0,17 0,03 64 18 6<br />
Co intenzív 20 13,21 13,44 0,91 11 4 3<br />
bio 20 12,92 12,81 0,59 6 3 2<br />
Cr intenzív 20 64,48 62,23 5,63 19 6 3<br />
bio 20 60,54 61,13 5,17 17 5 3<br />
Cu intenzív 20 24,22 23,94 1,37 8 4 2<br />
bio 20 31,91 31,72 2,39 14 5 3<br />
Mo intenzív 20 0,00 0,16 0,09 1704 191 49<br />
bio 20 0,15 0,17 0,09 590 158 41<br />
Ni intenzív 20 39,91 40,17 1,31 4 3 2<br />
bio 20 39,22 40,33 2,33 9 4 2<br />
Pb intenzív 20 20,67 20,05 1,14 8 4 2<br />
bio 20 21,25 21,88 0,69 4 3 2<br />
Sn intenzív 20 1,61 1,90 0,66 255 65 17<br />
bio 20 1,67 2,45 1,88 1234 309 79<br />
Zn intenzív 20 79,59 79,07 3,62 6 3 2<br />
bio 20 83,31 81,54 4,92 9 4 3<br />
Egyik területet sem érte külsı hatás 2008 és 2009 között, ezért a kiugróan magas<br />
változások így nem indokolhatók. Feltételezzük, hogy ezek az eltérések magából a<br />
mintavétel sajátosságából erednek. Megállapítható, hogy az RPF típusú mintavétellel<br />
több elemnél nem tudunk detektálni akár 30%-os eltérést sem. Ezért szükséges annak<br />
megállapítása, hogy az RPF, illetve RPR típusú mintavételnél mekkora lenne a szükséges<br />
mintaszám bizonyos eltérés detektálásához.
Komplex talajmonitorozás mintavétel-optimalizációja<br />
Az öt ismétlésbıl álló gépi fúrással vett mintáknál (2. táblázat, RPF: 50 x50 méter területen),<br />
illetve a húsz ismétlésbıl álló, kézi fúrással vett mintáknál (3. és 4. táblázat,<br />
RPR: 5ha, pl.: 225 x 225 méter területen) kiszámítottuk, hogy mekkora mintaszám szükséges<br />
10, 20, illetve 40%-os különbség kimutatásához, 5%-os szignifikancia szint és<br />
90%-os próba ereje mellett. A kisebb területrıl származó gépi fúrásoknál pl. a 10%-os<br />
különbség detektálásához szükséges mintaszám a nehézfémek esetében 3-22 közötti<br />
értéknek adódott. A nagyobb területrıl származó kézi fúrásoknál a nagyobb szórás miatt<br />
ezek az értékek magasabbak (átlagosan 32, extrém nagy mintaszám az Sn esetében: 255).<br />
Figyeljük meg, hogy a tápanyagtartalmak és a százalékos humusztartalom szórása<br />
lényegesen magasabb a nehézfémek szórásánál, így ez utóbbi elemekrıl pontosabb<br />
becsléseket lehet elérni azonos mintavételi befektetés mellett. Ezért komplex monitorozás<br />
protokolljának tervezésénél e változók statisztikai mutatóit kell alapul venni.<br />
4. táblázat Adott százalékos eltérés kimutatásához szükséges mintaszám RPR típusú<br />
mintavétel, kézi fúrás esetén, a köröstarcsai intenzív és bio parcellákon, egyéb paraméterekre<br />
Kézi (RPR) mintavételezés a<br />
köröstarcsai mintahelyeken<br />
1.<br />
Elem<br />
2.<br />
Gazdálkodási<br />
típus<br />
3.<br />
Minta<br />
szám<br />
4.<br />
Átlagminta<br />
értéke<br />
5.<br />
Pontminták<br />
átlaga<br />
6.<br />
Pontminták<br />
szórása<br />
7. Szükséges<br />
mintaszám adott<br />
%-os különbség<br />
kimutatásához<br />
10% 20% 40%<br />
AL - intenzív 20 172,92 179,34 20,68 29 9 4<br />
K 2 O bio 20 380,28 367,25 49,25 39 11 4<br />
AL - intenzív 20 80,88 80,75 32,92 351 89 23<br />
P 2 O 5 bio 20 254,84 233,14 113,36 498 126 33<br />
NH 4 - intenzív 20 2,97 2,75 0,73 144 39 11<br />
N bio 20 3,45 3,79 0,87 113 29 9<br />
NO 3 - intenzív 20 5,95 6,64 4,22 835 213 54<br />
N bio 20 9,76 8,34 4,71 672 169 43<br />
Teljes intenzív 20 1407,03 1398,71 181,08 37 10 4<br />
-N bio 20 2182,98 1798,34 204,29 29 8 4<br />
Humu intenzív 20 2,09 2,09 0,23 27 8 3<br />
sz [%] bio 20 3,02 3,08 0,16 8 3 2<br />
Irodalomjegyzék<br />
FORTUNATI, G. U., PASTURENZI, M. (1994). Quality in soil sampling. Quim. Anal., 13, (Suppl<br />
1) S5-S20.<br />
HUBER, S. et al. (2008). Environmental Assessment of Soil for Monitoring: Volume I Indicators<br />
& Criteria. EUR 23490 EN/1, Office for the Official Publications of the European<br />
Communities, Luxembourg.<br />
KÁDÁR, I. (1998). Kármentesítési kézikönyv 2. A szennyezett talajok vizsgálatáról. Környezetvédelmi<br />
Minisztérium, Budapest.<br />
MARKERT B. (1995). Quality assurance of plant sampling and storage. In QUEVAUVILLER, P.<br />
(ed.) Quality assurance in environmental monitoring sampling and sample pre-treatment.<br />
VCH Weinheim, New York, 215-254.<br />
THEOCHAROPOULOS, S. P. et al. (2001). European soil sampling guidelines for soil pollution<br />
studies.The Science of the Total Environment, 264, 51-62.<br />
291
292
TALAJKÉSZLETEINK ÉS A KOR ÚJ KIHÍVÁSAI<br />
Várallyay György<br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: g.varallyay@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
<strong>Magyar</strong>ország legfontosabb feltételesen megújuló (megújítható) természeti erıforrása a<br />
talaj. Ésszerő és fenntartható használata, védelme össztársadalmi érdek, ami az egész társadalom<br />
részérıl megkülönböztetett figyelmet érdemel, átgondolt és összehangolt intézkedéseket<br />
tesz szükségessé. A talaj sokoldalú funkcióit egyre inkább és egyre sokoldalúbban hasznosítja<br />
az ember, kihasználva a talaj sajátos és specifikus önmegújuló képességét és termékenységét.<br />
<strong>Magyar</strong>országon a nagyon változatos talajképzıdési tényezık bonyolult összhatásának<br />
eredményeképpen mozaikosan tarka talajtakaró alakult ki, térben és idıben egyaránt nagyon<br />
változó talajtulajdonságokkal, amelyekrıl nemzetközi színvonalú talajtani adatbázis nyújt<br />
információt, s képez tudományos alapokat azok szabályozására.<br />
<strong>Magyar</strong>ország általában és viszonylag kedvezı agroökológiai adottságokkal rendelkezik.<br />
De e kedvezı adottságok igen nagy tér- és idıbeni változatosságot mutatnak, szeszélyesek,<br />
szélsıségekre hajlamosak, s érzékenyen reagálnak bizonyos természeti okok miatti vagy különbözı<br />
emberi tevékenység okozta stressz-hatásokra.<br />
A kedvezı adottságokat gyakran és nagy területeken korlátozzák, veszélyeztetik az alábbi<br />
tényezık:<br />
1. Talajdegradációs folyamatok.<br />
2. Szélsıséges vízháztartási helyzetek.<br />
3. Elemek (növényi tápanyagok és potenciális szennyezı anyagok) biogeokémiai ciklusának<br />
kedvezıtlen irányú megváltozása.<br />
A talajdegradációs folyamatok túlnyomó része a talaj környezeti érzékenységének jellemzésével,<br />
„stressz-elemzésével”, illetve ezek alapján kidolgozott racionális talajhasználattal<br />
megelızhetı, kivédhetı, de legalább egy ökológiai tőréshatárig mérsékelhetı.<br />
<strong>Magyar</strong>ország vízkészletei korlátozottak. S nem lehet számítani sem a légköri csapadék,<br />
sem a felszíni és felszín alatti vízkészletek jövıbeni növekedésére sem.<br />
A klímaváltozás prognózisok egybehangzó megállapítása szerint a szélsıséges idıjárási és<br />
vízháztartási helyzetek (árvíz, belvíz, túlnedvesedés, illetve aszály) valószínősége, gyakorisága,<br />
tartama növekedni fog, s súlyosbodnak ezek káros következményei is. A mezıgazdaság- és<br />
vidékfejlesztésnek, valamint a környezetvédelemnek ezért egyaránt a víz lesz egyik meghatározó<br />
tényezıje, a vízfelhasználás hatékonyságának növelése pedig megkülönböztetett jelentıségő<br />
kulcsfeladata. Ilyen körülmények között megkülönböztetett jelentısége van annak, hogy az<br />
ország legnagyobb kapacitású potenciális természetes víztározója a talaj. Ez a tározótér<br />
azonban a víz talajba szivárgásának és a talajban történı hasznos tárolásának akadályai miatt<br />
gyakran nem hasznosul, s ez szélsıséges vízháztartási helyzeteket eredményez, azok minden<br />
káros következményével. Ezek megelızése, megszüntetése vagy mérséklése a vízháztartásszabályozás<br />
alapvetı feladata, s egyben hatékony környezetvédelmi intézkedés is.<br />
A korszerő talajtan a talajfolyamatok szabályozásával tud a kor új kihívásaira reagálni, s<br />
azoknak megfelelni.<br />
293
Várallyay<br />
Summary<br />
Soil is the most important – conditionally renewable – natural resource in Hungary.<br />
Consequently, the rational and sustainable use, protection and conservation of soil resources –<br />
maintaining their multifunctionality – are priority tasks of biomass production and environment<br />
protection and are key elements of sustainable development. Human society uses (and<br />
sometimes misuses) more and more soil functions, utilizing two specific and unique soil<br />
characteristics: fertility and resilience.<br />
Under the integrated influence of the highly variable soil forming factors a rather<br />
heterogeneous, sometimes mosaic-like soil cover developed in Hungary. The comprehensive<br />
Hungarian soil database represents proper scientific basis for rational land use and soil<br />
management.<br />
The natural conditions in Hungary (particularly in the lowlands and plains) are generally<br />
favourable for rainfed biomass production. These conditions, however, show extremely high,<br />
irregular, consequently hardly predictable spatial and temporal variability, often extremes, and<br />
sensitively react to various natural or human-induced stresses. The main constraints are:<br />
1. Soil degradation processes.<br />
2. Extreme moisture regime: simultaneous hazard of flood, waterlogging, over-moistening<br />
and drought sensitivity.<br />
3. Unfavourable changes in the biogeochemical cycles of elements, especially of plant<br />
nutrients and environmental pollutants.<br />
The harmful consequences of the undesirable soil degradation processes can be prevented<br />
or at least moderated on the basis of real prognoses, sensitivity and stress tolerance analyses.<br />
Water resources are limited in Hungary. The annual precipitation, surface and subsurface water<br />
resources will not be more in the future. Just in contrary, the probability, frequency, duration and<br />
seriousness of extreme meteorological/hydrological situations and their harmful consequences will<br />
increase. Water will be the key factor of sustainable biomass production, agricultural and rural<br />
development and environment protection. Under such conditions it is an important fact that soil is<br />
the largest potential natural water reservoir in Hungary. In many cases, however, the efficient<br />
use of this huge potential water storage capacity is limited either by slow infiltration or poor water<br />
retention, and it results in extreme hydrological events such as flood, waterlogging, overmoistening<br />
or drought with their unfavourable consequences. The basic aim of soil moisture control<br />
is: to help infiltration into the soil and to increase water storage within the soil in plant-available<br />
form. Most of these measures are efficient elements of environment protection.<br />
The efficient control of soil processes is the proper answer of up-to-date soil science to the<br />
new challenges towards sustainable soil resource management.<br />
Bevezetés<br />
Talajkészleteink ésszerő és fenntartható használata, védelme és sokoldalú funkcióképességének<br />
fenntartása az élet alapvetı minıségének (megfelelı mennyiségő és minıségő<br />
élelmiszer; „tiszta” víz; kellemes környezet) biztosítása céljából olyan össztársadalmi<br />
érdek, ami nemcsak a földtulajdonos és földhasználó, hanem az állam és az<br />
egész társadalom részérıl megkülönböztetett figyelmet érdemel, átgondolt és összehangolt<br />
intézkedéseket tesz szükségessé. A talaj csak így tud a kor új kihívásaira reagálni,<br />
azoknak megfelelni.<br />
A talaj jelentısége, funkciói<br />
Az egyéb természeti kincsekben szegény <strong>Magyar</strong>ország legjelentısebb feltételesen<br />
megújuló (megújítható) természeti erıforrását talajkészleteink képezik (CSETE,<br />
VÁRALLYAY, 2004; VÁRALLYAY, 2010). A talaj, ésszerő és szakszerő használata so-<br />
294
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
rán, nem változik irreverzibilisen, „minısége” nem csökken szükségszerően és kivédhetetlenül.<br />
Megújulása azonban nem megy végbe automatikusan, zavartalan funkcióképességének,<br />
termékenységének fenntartása, megırzése állandó tudatos tevékenységet<br />
követel, amelynek legfontosabb elemei az ésszerő földhasználat, talajvédelem,<br />
agrotechnika és a melioráció/rekultiváció (VÁRALLYAY, LÁNG, 2000).<br />
A talaj három specifikus tulajdonsággal rendelkezik:<br />
– Termékenység: képes a talajban, talajon, vagy a talajjal kapcsolatban lévı élı<br />
szervezetek (bióta, természetes növényzet, termesztett kultúrák) alapvetı életfeltételeit,<br />
a (talaj) ökológiai igényeit (elsısorban víz- és tápanyagellátását) többé<br />
vagy kevésbé kielégíteni (LÁNG et al., 1983).<br />
– Megújuló képesség: képes bizonyos stresszhatások okozta károsodást/sérülést<br />
követıen megújulni, s – eredetihez közeli – állapotába visszatérni<br />
(GREENLAND, SZABOLCS, 1993).<br />
– Multifunkcionalitás: Primér biomassza-termelés alapvetı közege, a bioszféra<br />
primér tápanyagforrása; a többi természeti erıforrás integrátora, transzformátora;<br />
hı-, víz-, tápelem-, szükséges esetben szennyezı anyag raktár;<br />
stresszhatások puffer közege; szőrı- és detoxikáló-rendszer; bioszféra gén rezervoárja;<br />
természeti és történelmi örökségek „hordozója”, megırzıje<br />
(VÁRALLYAY, 2002a).<br />
A felsorolt tulajdonságok és funkciók mindegyike nélkülözhetetlen, azok egymáshoz<br />
viszonyított fontossága, jelentısége, „súlya” azonban térben és idıben egyaránt<br />
nagymértékben változott az emberiség történelme során, s változik ma is. Hogy hol és<br />
mikor melyik funkciót hasznosítja az ember, milyen módon és milyen mértékben az az<br />
adott gazdasági helyzettıl, szocio-ökonómiai körülményektıl, politikai döntésektıl, az<br />
ezek által megfogalmazott céloktól, „elvárásoktól” függ. Ezek pedig gyakran változnak,<br />
mint ezt a kihívásokat megfogalmazó jelszavak utolsó 60 évben bekövetkezett<br />
változásai szemléletesen tükrözik:<br />
– „Termesszünk mindent ott, ahová való!”<br />
– „Termelj többet, jobban élsz!”<br />
– „Termelj sokat és nagyot!” → gigantomán „nagy”-imádat!<br />
– „Termelj olcsóbban!”<br />
– „Termelj minıséget!”<br />
– „Termelj környezetkímélıen!”<br />
– „Termelj jövedelmezıen!”<br />
– „Ne termelj!”<br />
Természetesen egy jelszó mindig szélsıséges: egyoldalúan kiemel valamit, amit az<br />
adott helyzetben különösen fontosnak ítél, s elhanyagol sok „apró” részletet, feltételt,<br />
kivételt. Ilyen az európai élelmiszerpiac telítettsége miatt szélsıségesen megfogalmazott<br />
„Ne termelj!” szlogen is. Ami a Világ éhezı százmilliói, valamint a megtermelt<br />
biomassza sokirányú felhasználhatósága (takarmány, ipari nyersanyag, alternatív energiaforrás)<br />
miatt természetesen csak bizonyos körülmények között, s csak átmenetileg<br />
érvényes. Nem indokolják egyébként a környezetvédelem szempontjai sem. Hisz eredendıen<br />
a talaj (hasonlóképpen, mint az ember) nem szeret munka, tevékenység nélkül<br />
lézengeni, „nincs mit” kipihenni, hanem szeret dolgozni, értelmes tevékenységet végezni,<br />
ami a talaj esetében multifunkcionalitásának, illetve bizonyos aktuálisan elvárt<br />
funkciójának ellátása. S ilyen mindig van és megfogalmazható!<br />
295
Várallyay<br />
A mai kor számos új kihívást fogalmaz meg: földrajzilag és társadalmilag egyenlıtlen<br />
fejlıdés (polarizáció); az (egyenlıtlenül) növekvı népesség fokozódó és egyre<br />
sokoldalúbbá váló élelmiszer-, víz- és energiaigényének minél teljesebb körő kielégítése;<br />
fenntarthatóság – versenyképesség; klímaváltozás; globalizáció – környezeti sokszínőség,<br />
biodiverzitás; levegı-, víz-, talaj- és élıvilág-szennyezıdés; élhetı környezet.<br />
Ezekre a talaj, illetve a fenntartható talajhasználat csak a fenti három specifikus sajátság<br />
racionális kihasználásával képes megfelelıen és eredményesen reagálni, azoknak<br />
megfelelni. Sok esetben egy-egy funkció karaktere (tér- és idıbeni variabilitása, változékonysága/stabilitása/kontrollálhatósága,<br />
határfeltételei, korlátai) nem – vagy nem<br />
megfelelıen – került figyelembe vételre a talajkészletek különbözı célú hasznosítása<br />
során. Ez pedig sajnos gyakran ésszerőtlen talajhasználathoz, a talaj kizsarolásához,<br />
megújuló képességének meghiúsulásához, egy vagy több talajfunkció zavarához, súlyosabb<br />
esetben komoly környezet-károsodáshoz vezetett, s – megfelelı ellenintézkedések<br />
hiányában – vezethet a jövıben is.<br />
Talajkészleteink<br />
<strong>Magyar</strong>országon a nagyon változatos talajképzıdési tényezık bonyolult összhatásának<br />
eredményeképpen mozaikosan tarka talajtakaró alakult ki, térben [horizontálisan (foltosság)<br />
és vertikálisan (rétegezettség)] és idıben egyaránt nagyon változó talajtulajdonságokkal,<br />
amelyekrıl nemzetközi színvonalú talajtani adatbázis nyújt információt,<br />
s képez tudományos alapokat azok szabályozására. Ilyen talajtani adatbázist jelentett<br />
– hogy csak a legjelentısebb talajvizsgálati/talajtérképezési rendszereket említsük<br />
– a XIX. század végi agrogeológiai térképezés; az 1935–1955-ig tartó Kreybig-féle<br />
átnézetes talajtérképezés; az 1960–1970-ig folyó genetikus üzemi talajtérképezés; az<br />
ország agroökológiai potenciáljának felmérése program keretében végrehajtott<br />
agrotopográfiai térképezés; s a jelenleg is mőködı Talajinformációs és Monitoring<br />
Rendszer (TIM). Ezeket számos – különbözı tartalmú, léptékő, részletességő – talajtérkép<br />
és adatbázis, monográfia és kézikönyv egészítette ki (SZABÓ et al., 1998; MA-<br />
GYARORSZÁG NEMZETI ATLASZA, 1989; STEFANOVITS, 1992; VÁRALLYAY, 2005c;<br />
VÁRALLYAY et al., 1979, 1980a,b, 2009). Az adatbázis jelenleg is folyó folyamatos<br />
fejlesztése biztosítja annak korszerő naprakészségét.<br />
Az erre vonatkozó felmérések alapján megállapítható, hogy <strong>Magyar</strong>ország (elsısorban<br />
a <strong>Magyar</strong> Alföldek) általában és viszonylag kedvezı agroökológiai adottságokkal<br />
rendelkezik (LÁNG et al., 1983). Érvényes ez a megállapítás talajkészleteinkre is.<br />
Talajaink környezeti állapotáról és az ezekben végbemenı változásokról a Talajvédelmi<br />
Információs és Monitoring Rendszer (TIM) 1200 mérési pont (800 mezıgazdasági<br />
területen, 200 erdıterületen, 200 környezetvédelmi szempontból különösen érdekes<br />
területen) adatai alapján szolgáltat információkat 20 talajtulajdonságról, azok idıbeni<br />
változékonyságától függı 1–3–6 éves gyakorisággal (VÁRALLYAY et al., 2009).<br />
Az ország általában és viszonylag kedvezı agroökológiai adottságai azonban igen nagy<br />
tér- és idıbeni változatosságot mutatnak, szeszélyesek, szélsıségekre hajlamosak, s érzékenyen<br />
reagálnak bizonyos természeti okok miatti vagy különbözı emberi tevékenység<br />
okozta stresszhatásokra. Környezeti állapotunk megóvása (vagy javítása) érdekében ezekhez<br />
a körülményekhez kell alkalmazkodni, a várható változásokra felkészülni, azok kedvezı<br />
hatásainak erısítésére, ill. kedvezıtlen következményeinek megelızésére, elhárítására,<br />
gyengítésére, csökkentésére tudományosan megalapozott módszereket, technológiákat<br />
kidolgozni, széleskörően és eredményesen alkalmazni (LÁNG et al., 2007).<br />
296
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
A kedvezı agroökológiai adottságokat elsısorban három tényezı korlátozza:<br />
(i) Talajdegradációs folyamatok.<br />
(ii) Szélsıséges vízháztartási helyzetek.<br />
(iii) A szerves anyag és az elemek (növényi tápanyagok és potenciális szennyezı<br />
anyagok) kedvezıtlen biogeokémiai körforgalma.<br />
Talajtermékenységet gátló tényezık, talajdegradációs folyamatok<br />
A talajtermékenységet gátló tényezıkkel <strong>Magyar</strong>ország jelentıs területein is számolni<br />
kell, mint ezt az 1. ábra kördiagramja szemlélteti (SZABOLCS, VÁRALLYAY, 1978).<br />
Nagy homoktart. (8%)<br />
Savanyú kémhatás (12,8 %)<br />
Szikesedés (8,1%)<br />
Szikesedés a mélyben (2,6%)<br />
Nagy agyagtartalom (6,8%)<br />
Láposodás, mocs. (1,7%)<br />
Erózió (15,6 %)<br />
Felszínnél tömör kızet (2,3%)<br />
Nem károsított (42,1%)<br />
1. ábra A talajtermékenységet gátló tényezık <strong>Magyar</strong>országon<br />
E tényezık természeti (termıhelyi) adottságok, amelyekhez vagy alkalmazkodni<br />
kell megfelelı talajhasználattal, mővelési ággal, vetésszerkezettel és agrotechnikával, a<br />
„Termeljünk mindent ott, ahová való!”, illetve „Mezıgazdaságunk termelési szerkezetét<br />
minél inkább kell természeti (ökológiai) viszonyainkhoz igazítani!” alapelvek érvényesítésével,<br />
vagy – amennyiben az lehetséges, szükséges, indokolt és racionális –<br />
azok megváltoztatásával (melioráció, talajjavítás, talajvédelem, vízrendezés) (BIR-<br />
KÁS, GYURICZA, 2004; LÁNG et al., 2007).<br />
A jelenlegi állapotot – gyakran jelentıs, néhány esetben katasztrofális mértékben –<br />
súlyosbítják a talajdegradációs folyamatok, amelyek a talaj anyagforgalmának számunkra<br />
kedvezıtlen irányú megváltozását jelentik, annak minden káros következményével.<br />
Talajdegradációs folyamatok természeti okok (pl. klímaváltozás, árvíz, földcsuszamlás<br />
stb.) miatt, vagy a sokoldalú emberi tevékenység (ésszerőtlen földhasználat;<br />
ipari tevékenység; bányászat; infrastruktúra és településfejlesztés, urbanizáció; stb.)<br />
közvetlen vagy közvetett hatásaiként; tudatos vagy nem kívánt (ismert, kiszámítható<br />
vagy váratlan) következményeiként egyaránt bekövetkezhetnek (VÁRALLYAY, 1989,<br />
2006, 2010a).<br />
Európa Talajvédelmi Stratégiájának kidolgozása során 8 talajdegradációs folyamat<br />
vizsgálata és „kezelése” kapott prioritást (2. ábra) (VÁRALLYAY, 2005b).<br />
297
Várallyay<br />
Szervesanyagkészlet<br />
csökkenése<br />
Víz vagy szél<br />
okozta erózió<br />
Tömörödés,<br />
szerkezetleromlás<br />
Biodiverzitás<br />
csökkenése<br />
Árvíz, belvíz és<br />
talajcsúszás<br />
Talajszennyezıdés<br />
(pontszerő és diffúz)<br />
Talaj-fedés<br />
Szikesedés<br />
2. ábra Talajdegradációs folyamatok Európában<br />
Sajnos, ezen tényezık és folyamatok, valamint ezek különbözı mértékő káros hatásai,<br />
következményei <strong>Magyar</strong>országon is elıfordulnak (3. ábra).<br />
298<br />
3. ábra Talajdegradációs régiók <strong>Magyar</strong>országon<br />
Európa – s azt megelızıen – <strong>Magyar</strong>ország „Talajvédelmi Stratégiája”<br />
(NÉMETH et al., 2005; VÁRALLYAY, 2005b) a már degradálódott talajok pontos – helyszíni<br />
megfigyelésekre és mérésekre, laboratóriumi vizsgálatokra és távérzékelési információkra<br />
alapozott –felmérésén és degradálódásának ok-nyomozó elemzésén kívül<br />
célul tőzte ki a különbözı degradációs folyamatok által veszélyeztetett (potenciálisan<br />
degradációs) területek azonosítását és lehatárolását is annak érdekében, hogy a fenyegetı<br />
veszélyek elhárítására megfelelı preventív intézkedések történhessenek.
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
A talajdegradációs folyamatok ugyanis nem szükségszerő és kivédhetetlen következményei<br />
az ésszerő és megfelelı földhasználatnak. Az esetek túlnyomó részében<br />
megelızhetıek, kivédhetıek, vagy legalább bizonyos tőrési határig mérsékelhetıek.<br />
Ehhez azonban a talaj „megújuló képességének” feltételeit biztosító, tudományosan<br />
sokoldalúan megalapozott beavatkozások szükségesek. Ezek kidolgozásához pedig egy<br />
olyan korszerő és naprakész talajtani adatbázis, amely megfelelı információt nyújt<br />
a talajok jelenlegi környezeti állapotáról, annak változásáról (monitoring), valamint a<br />
talajok környezeti érzékenységérıl/sérülékenységérıl (VÁRALLYAY, 2002b). <strong>Magyar</strong>országon<br />
egy ilyen korszerő, nemzetközi színvonalú adatbázis rendelkezésre áll,<br />
„csak” annak folyamatos naprakészségét, valamint információinak széleskörő és sokoldalú<br />
felhasználását kell biztosítani<br />
Szélsıséges vízháztartási helyzetek<br />
<strong>Magyar</strong>ország természeti adottságai között (is) nagy biztonsággal elırejelezhetı, hogy<br />
az életminıség javítását célzó társadalmi fejlıdésnek, a multifunkcionális mezıgazdaság-<br />
és vidékfejlesztésnek és a környezetvédelemnek egyaránt a víz lesz egyik meghatározó<br />
tényezıje, a vízfelhasználás hatékonyságának növelése, benne a talaj nedvességforgalom-szabályozása<br />
pedig megkülönböztetett jelentıségő kulcsfeladata<br />
(SOMLYÓDY, 2002; VÁRALLYAY, 2003, 2010b).<br />
Vízkészleteink korlátozottak. A lehulló csapadék a jövıben sem lesz több (sıt a<br />
prognosztizált globális felmelegedés következtében esetleg kevesebb) mint jelenleg, s<br />
nem fog csökkenni annak tér- és idıbeni változékonysága sem (HARNOS, CSETE, 2008;<br />
LÁNG et al., 2007). Pedig <strong>Magyar</strong>országon elsısorban éppen ennek van megkülönböztetett<br />
jelentısége.<br />
A bizonytalan csapadékviszonyok mellett (miatt) nem lehet számítani a 85–90%-<br />
ban szomszédos országokból érkezı felszíni vizeink mennyiségének növekedésére<br />
sem, különösen nem a kritikus „kisvízi” idıszakokban (SOMLYÓDY, 2002).<br />
Felszín alatti vízkészleteink ugyancsak nem termelhetık ki korlátlanul súlyos környezeti<br />
következmények nélkül, mint erre az utóbbi években a már-már katasztrofális<br />
következményekkel járó és „sivatagosodási tüneteket” okozó Duna–Tisza közi talajvízszint-süllyedés<br />
hívta fel a figyelmet (PÁLFAI, 2005). Nem is beszélve arról, hogy a<br />
hidro(geo)lógiailag zárt Kárpát-medence alföldjei alatt – azok negatív vízmérlege<br />
(Cs
Várallyay<br />
egy- vagy többhavi csapadékmennyiség, mégpedig egészen rapszodikus területi eloszlásban,<br />
foltosan, sávosan, mozaik-szerően. Természetes, hogy ilyen intenzitású csapadéknak<br />
(vagy egy hirtelen elolvadó hó olvadékvizének) csak kis hányada képes a talajba<br />
szivárogni, nagy része viszont elfolyik a felszínen, s okoz belvizeket, árvizeket,<br />
vagy a lejtıs felszínekrıl lezúdulva talajeróziós veszteségeket, sárlavinákat, földcsuszamlásokat;<br />
a völgytalpi felhalmozódási területeken pedig feliszapolódási károkat,<br />
infrastruktúrát, településeket és létesítményeket vagy ültetvényeket és mezıgazdasági<br />
kultúrákat elfedı iszapborítást, csatorna-feltöltıdést, belvíz-elöntéseket. A csapadékos<br />
periódust követı száraz idıszakban azután természetesen hiányzik ez a vízmennyiség,<br />
s a talajba beszivárgó és ott hasznosan tározódó csekély készlet csak rövid csapadékmentes<br />
idıszakra képes a növény zavartalan vízellátását biztosítani, megjelenik a szárazság,<br />
súlyosabb esetben az aszály, gyakran szintén súlyos károkat okozva. Így adódik<br />
aztán gyakran (a lehullott csapadék összmennyisége által indokoltnál lényegesen<br />
többször és nagyobb mértékben) zavar a növények vízellátásában, s van vagy lenne<br />
szükség a hiányzó víz pótlására, ill. a káros víztöbblet eltávolítására. Mégpedig gyakran<br />
ugyanabban az évben, ugyanazon a területen.<br />
Ilyen körülmények között megkülönböztetett jelentısége van annak, hogy a talaj az<br />
ország legnagyobb potenciális természetes víztározója. 0–100 cm-es rétegének pórusterébe<br />
elvileg a lehulló átlagos csapadékmennyiség közel kétharmada egyszerre<br />
beleférne, mint ezt a talaj vízgazdálkodásának korszerő jellemzésére kidolgozott helyszíni<br />
felvételezési–vizsgálati–térképezési–adatértékelési–monitoring rendszerünk adatbázisa<br />
alapján megállapítottuk (VÁRALLYAY, 2005a, 2008). Hogy e kedvezı adottság<br />
ellenére az ország (elsısorban az Alföld) talajaira mégis az elıbbiekben bemutatott<br />
szélsıségesség, illetve az arra való hajlam a jellemzı annak az az oka, hogy talajaink<br />
43%-a különbözı okok miatt kedvezıtlen, 26%-a közepes, s „csak” 31%-a jó vízgazdálkodású<br />
(VÁRALLYAY, 1985; VÁRALLYAY et al., 1980b) (4. ábra).<br />
Nagy homoktart. (10,5%)<br />
Nagy agyagtart. (11%)<br />
Szikesedés (10%)<br />
Jó<br />
Kedvezıtlen<br />
Láposodás (3%)<br />
Sekély termırét. (8,5 %)<br />
Közepes<br />
Könnyő textúra (11%)<br />
Agyagfelhalm. (12%)<br />
Mérsékelt szik. (3%)<br />
300<br />
Jó (31%)<br />
4. ábra Jó, közepes és kedvezıtlen vízgazdálkodású talajok területi megoszlása<br />
<strong>Magyar</strong>országon (az okok feltüntetésével)<br />
Az 5. ábrán a hazai talajok legfontosabb fizikai–vízgazdálkodási tulajdonságaira (fizikai<br />
talajféleség; vízbefogadó és víztartó képesség, teljes és szabadföldi vízkapacitás, holtvíztartalom,<br />
hasznosítható vízkészlet; víznyelı képesség; hidraulikus vezetıképesség) vonatkozó<br />
kategória rendszer térképét mutatjuk be (VÁRALLYAY et al., 1980b).
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
5. ábra <strong>Magyar</strong>ország talajainak vízgazdálkodási tulajdonságai.<br />
1. Igen nagy víznyeléső és vízvezetı képességő, gyenge vízraktározó képességő, igen gyengén víztartó<br />
talajok. 2. Nagy víznyeléső és vízvezetı képességő, közepes vízraktározó képességő, gyengén víztartó<br />
talajok. 3 Jó víznyeléső és vízvezetı képességő, jó vízraktározó képességő, jó víztartó talajok. 4. Közepes<br />
víznyeléső és vízvezetı képességő, nagy vízraktározó képességő, jó víztartó talajok. 5. Közepes víznyeléső,<br />
gyenge vízvezetı képességő, nagy vízraktározó képességő, erısen víztartó talajok. 6. Gyenge víznyeléső,<br />
igen gyenge vízvezetı képességő, erısen víztartó, kedvezıtlen vízgazdálkodású talajok. 7. Igen<br />
gyenge víznyeléső, szélsıségesen gyenge vízvezetı képességő, igen erısen víztartó, igen kedvezıtlen,<br />
szélsıséges vízgazdálkodású talajok. 8. Jó víznyeléső és vízvezetı képességő, igen nagy vízraktározó és<br />
víztartó képességő talajok (nagy szervesanyag-tartalmú láp(os) talajok). 9. Sekély termırétegőség miatt<br />
szélsıséges vízgazdálkodású talajok. Talajszelvény-variánsok: 2/1, 3/1: a mélységgel egyre könnyebbé<br />
váló mechanikai összetétel; 1/1, 2/2, 3/2, 4/2, 5/2: az egész szelvényben viszonylag egyenletes mechanikai<br />
összetétel; 4/1, 5/1: viszonylagos agyagfelhalmozódás a B-szintben; 6/1: rossz szerkezető, tömıdött,<br />
agyag mechanikai összetételő talajok; 6/2: pszeudoglejes barna erdıtalajok; 6/3: vastag A-szintő mély réti<br />
szolonyecek, sztyeppesedı réti szolonyecek és szolonyeces réti talajok; 6/4: mélyben sós és/vagy<br />
szolonyeces talajok; 6/5: lápos réti talajok.<br />
A nagy tározótér – szélsıséges vízháztartás ellentmondás alapvetı oka, hogy a<br />
talaj potenciális nedvességtározó terének hasznos kihasználását igen nagy területen<br />
korlátozza (VÁRALLYAY, 2010b):<br />
(a) a víz tárolására egyébként alkalmas pórustér vízzel telítettsége („tele palack effektus”),<br />
amit egy elızı vízforrás (légköri csapadék, hó-olvadékvíz, felszínen odafolyó<br />
víz, megemelkedı szintő talajvíz, öntözıvíz) elızetesen már feltöltött;<br />
(b) a felszíni talajréteg fagyott volta („befagyott palack effektus”), pl. olyan esetben,<br />
mikor a hó fagyott talaj felszínére hull, majd gyors olvadását követıen az olvadékvíz<br />
nem tud a fagyott (s így vízátnemeresztı) felszíni talajba szivárogni;<br />
(c) kis vízáteresztı képességő réteg a talaj felszínén vagy felszín közelben („ledugaszolt<br />
palack effektus”).<br />
Ilyen területeken a talaj még a hosszabb-rövidebb belvízborítás alatt sem ázik be<br />
mélyen, nem „használja ki” víztároló kapacitását, növekszenek a felszíni lefolyási és<br />
párolgási veszteségek. A belvizek természetes eltőnése vagy mesterséges eltüntetése<br />
után az aszályos nyári idıszakban ugyanezeken a területeken komoly aszálykárok jelentkeznek,<br />
ami sajnos jellemzıje az ország alföldi területeinek.<br />
301
Várallyay<br />
A talajba szivárgott víz hasznos (növények számára felvehetı formában történı)<br />
tározását korlátozó kis víztartó képesség (homoktalajok: „lyukas palack effektus”)<br />
vagy nagy holtvíztartalom (agyagtalajok) következménye ugyancsak a kis hasznosítható<br />
vízkészlet és az aszályérzékenység.<br />
Fentiekbıl következik, hogy <strong>Magyar</strong>országon (elsısorban a szélsıségességre különösen<br />
hajlamos alföldi területeken) mindent el kell követni a rendelkezésre álló korlátozott<br />
vízkészletek minél hatékonyabb hasznosítása érdekében. Ez az adott körülményekhez<br />
rugalmasan alkalmazkodó, többirányú vízháztartás/ nedvességforgalom-szabályozást<br />
tesz szükségessé (tározás, elvezetés, pótlás), amelyek alaptétele nem lehet más, mint a<br />
talajra jutó víz talajba szivárgásának és a talajban történı hasznos, növények számára<br />
felvehetı, környezeti károkat nem okozó tározásának elısegítése. Erre ma már <strong>Magyar</strong>országon<br />
is megfelelı agrotechnikai, talaj- és vízhasználati módszerek állnak rendelkezésre,<br />
csak az adott körülményekhez kell azokat – termıhely-specifikusan – adaptálni és<br />
végrehajtani. Így eredményesen megelızhetı, kivédhetı, elhárítható vagy mérsékelhetı a<br />
szélsıséges vízháztartási helyzetek kockázata, bekövetkezésének valószínősége, gyakorisága,<br />
tartama, mértéke, súlyossága, s eredményesen csökkenthetık káros gazdasági, környezeti,<br />
társadalmi következményei is (VÁRALLYAY, 2003, 2008).<br />
Vízgazdálkodás és a talaj anyagforgalma<br />
A talaj vízgazdálkodása és nedvességforgalma a növényzet és a bióta közvetlen vízellátásán<br />
kívül többnyire döntı mértékben befolyásolja a többi talajökológiai tényezı (levegı-,<br />
hı- és tápanyagforgalom, biológiai tevékenység) állapotát és dinamikáját is. Jelentıs<br />
(gyakran meghatározó) hatással van a talaj anyag- és energiaforgalmára, abiotikus és<br />
biotikus transzport és transzformációs folyamataira, következésképpen funkcióira, termékenységére,<br />
megújuló képességére (STEFANOVITS, 1992; VÁRALLYAY, LÁNG, 2000).<br />
Hat továbbá a talaj technológiai állapotára, mővelhetıségére, a talajmővelés energiaigényére<br />
(BIRKÁS, GYURICZA, 2004); valamint a talaj környezeti érzékenységére,<br />
stressztőrı képességére, technikai és kémiai terhelhetıségére is (VÁRALLYAY, 2002b).<br />
Ezen összefüggéseket szemlélteti vázlatosan a 6. ábra.<br />
Talaj-technológiai tulajdonságok<br />
TALAJÖKOLÓGIAI VISZONYOK<br />
A TALAJ VÍZHÁZTARTÁSA<br />
Levegıháztartás<br />
A talaj termékenysége<br />
Biomassza-termelés<br />
(termés)<br />
Hıháztartás<br />
Biológiai élet<br />
Tápanyagforgalom<br />
tartalom állapot<br />
302<br />
6. ábra A talaj vízháztartásának hatása a talajökológiai viszonyokra<br />
A bemutatott összefüggések alapján megállapítható, hogy a talaj vízháztartásának/nedvességforgalmának<br />
szabályozására irányuló beavatkozások túlnyomó része<br />
eredményes és hatékony környezetvédelmi intézkedés is.
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
Talajfolyamatok szabályozása, a fenntartható talajhasználat alap-feladatai<br />
A korszerő talajtan alapvetı célja a talajban végbemenı anyag- és energiaforgalmi<br />
folyamatok (abiotikus és biotikus transzport és transzformáció) szabályozása<br />
(VÁRALLYAY, 2000). Ez a 7. ábrán bemutatott, logikusan egymásra épülı (és emiatt<br />
sorrendjében racionálisan és káros következmények nélkül nem felcserélhetı) lépéseket<br />
foglalja magában.<br />
Tények<br />
regisztrálása<br />
(állapotfelmérés)<br />
talaj<br />
növény<br />
környezet<br />
Potenciális okok elemzése (talajfolyamatok)<br />
Befolyásoló tényezık feltárása,<br />
mechanizmusának tisztázása<br />
Folyamatok elméleti<br />
reális<br />
racionális<br />
gazdaságos<br />
szabályozási<br />
lehetıségeinek<br />
feltárása<br />
Elemzés, modellezés<br />
talajtulajdonságok<br />
talajfolyamatok összetalaj<br />
– növény függések<br />
talaj - környezet<br />
PROGNÓZIS<br />
Módszerek, technológiák kidolgozása az<br />
„optimum” variánsokra<br />
MEGVALÓSÍTÁS<br />
Tulajdonságok (definíció, kiválasztás)<br />
Módszerek azok meghatározására<br />
mérés<br />
számítás<br />
becslés<br />
Felvételezési, mintavételezési,<br />
vizsgálati kapacitás<br />
Adat<br />
Értékelési rendszer (kategória-rendszer)<br />
vertikális<br />
Tulajdonságok térbeni<br />
és idıbeni variabilitása<br />
horizontális<br />
Talajinformációs<br />
rendszerek<br />
Térképezés<br />
Monitoring<br />
Távérzékelés<br />
Geo-statisztika<br />
7. ábra Talajfolyamatok szabályozása<br />
A céltudatos és eredményes folyamatszabályozáshoz a szilárd kiinduló pontot csak egy<br />
megfelelı (tartalmú, részletességő, megbízható és reprodukálható, reprezentatív) adatbázis;<br />
a talajban (illetve a levegı–víz–talaj–élıvilág kontinuumban) bekövetkezı változáso-<br />
303
Várallyay<br />
kat regisztráló monitoring rendszer; a változások okait elemzı „ok-nyomozó”, valamint<br />
a (hatás)mechanizmusokat tisztázó, egzaktan leíró, lehetıleg kvantitatívan (is) jellemzı;<br />
s befolyásolási, szabályozási lehetıségeit ily módon feltáró rendszer jelent(het)i. Egy<br />
ilyen rendszer alapján adhatunk megfelelı választ az adott kor aktuális új kihívásaira.<br />
Ezen kihívásoknak (is) megfelelı fenntartható talajhasználat legfontosabb feladatait<br />
– Stefanovits évekkel ezelıtt megfogalmazott páratlan tömörségő <strong>Talajtani</strong> Tízparancsolatának<br />
szellemében – az alábbiakban lehet összefoglalni (NÉMETH et al., 2005):<br />
1. A termıhelyi adottságok és a termeszteni kívánt növények termıhelyi igényeinek<br />
eddiginél sokkal jobb összehangolása:<br />
– jobb területi koordináció: az adott termıhelyi viszonyoknak megfelelı mővelési<br />
ág és vetésszerkezet;<br />
– a termeszteni kívánt növények „alakítása” az adott termıhelyi viszonyokhoz;<br />
– a termıhelyi adottságok megváltoztatása az adott növény (fajta) termıhelyi<br />
igényeinek megfelelıen.<br />
2. A természeti viszonyoknak és a tájnak megfelelı mérető és alakú mezıgazdasági<br />
táblák rendszerének kialakítása, megfelelı infrastruktúrával.<br />
3. Talajdegradációs folyamatok megelızése, mérséklése.<br />
4. A termesztési folyamat során keletkezı szerves anyagok minél teljesebb visszacsatolása<br />
a természetes anyagforgalom körfolyamatába (recycling).<br />
5. A talaj felszínére jutó víz talajba szivárgásának és talajban történı hasznos<br />
tározásának elısegítése, ezáltal a talaj vízháztartási szélsıségeinek (aszály–<br />
belvíz) mérséklése (mővelési ág és vetésszerkezet, agrotechnika, talajmővelés,<br />
vízrendezés, öntözés).<br />
6. A növény igényeihez, tápanyagfelvételi dinamikájához és a termıhelyi viszonyokhoz<br />
(idıjárás, talajviszonyok, vízellátás) igazodó ésszerő és környezetkímélı<br />
tápanyagellátási rendszer.<br />
7. A talajszennyezıdés megelızése, elhárítása, megszüntetése, bizonyos tőrési<br />
korlátok között tartása.<br />
A talaj tulajdonságait meghatározó, természetes megújuló képességének és<br />
multifunkcionalitásának feltételeit biztosító, termékenységét megırzı (vagy fokozó)<br />
tudatos, körültekintı, racionális és hatékony beavatkozások egyaránt nélkülözhetetlen<br />
elemei a fenntartható talajhasználatnak, a korszerő vízkészlet-gazdálkodásnak, az<br />
eredményes környezetvédelemnek, így az élhetı, megfelelı életminıséget biztosító<br />
vidékfejlesztésnek is.<br />
Irodalom<br />
BIRKÁS, M., GYURICZA, CS. (szerk.) (2004). Talajhasználat – Mőveléshatás – Talajnedvesség.<br />
SzIE MKK. Quality-Press Nyomda & Kiadó Kft, Gödöllı.<br />
CSETE, L., VÁRALLYAY, GY. (szerk.) (2004). Agroökológia (Agroökoszisztémák környezeti<br />
összefüggései és szabályozásának lehetıségei). AGRO-21 Füzetek, 37. szám.<br />
GREENLAND, D. J., SZABOLCS, I. (ed.) (1993): Soil Resilience and Sustainable Land Use. CAB<br />
International. Wallingford, UK.<br />
HARNOS, ZS., CSETE, L. (szerk.) 2008: Klímaváltozás: környezet–kockázat–társadalom. Szaktudás<br />
Kiadó Ház. Budapest.<br />
LÁNG, I., CSETE, L., HARNOS, ZS. (1983): A magyar mezıgazdaság agroökológiai potenciálja az<br />
ezredfordulón. Mezıgazdasági Kiadó. Budapest.<br />
LÁNG, I., CSETE, L., JOLÁNKAI, M. (szerk.) (2007). A globális klímaváltozás: hazai hatások és<br />
válaszok. A VAHAVA jelentés. Szaktudás Kiadó Ház, Budapest.<br />
304
Talajkészleteink és a kor új kihívásai<br />
MAGYARORSZÁG NEMZETI ATLASZA, (1989). <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia, Budapest.<br />
NÉMETH, T., STEFANOVITS, P., VÁRALLYAY, GY. (2005). Országos Talajvédelmi Stratégia tudományos<br />
háttere. Tájékoztató: Talajvédelem. Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium,<br />
Budapest.<br />
PÁLFAI, I. (2005). Belvizek és aszályok <strong>Magyar</strong>országon (Hidrológiai tanulmányok). Közlekedési<br />
Dokum. Kft. Budapest.<br />
SOMLYÓDY, L. (2002). A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia,<br />
Budapest.<br />
STEFANOVITS, P. (1992). Talajtan. Mezıgazd. Kiadó, Budapest.<br />
SZABOLCS, I., VÁRALLYAY, GY. (1978). A talajok termékenységét gátló tényezık <strong>Magyar</strong>országon.<br />
Agrokémia és Talajtan, 27, 181–202.<br />
SZABÓ, J., PÁSZTOR, L., SUBA ZS., VÁRALLYAY, GY. (1998). Integration of remote sensing and<br />
GIS techniques in land degradation mapping. Agrokémia és Talajtan, 47, 63–75.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1985). <strong>Magyar</strong>ország talajainak vízháztartási és anyagforgalmi típusai. Agrokémia<br />
és Talajtan, 34, 267–298.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1989). Soil degradation processes and their control in Hungary. Land<br />
Degradation and Rehabilitation, 1, 171–188.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2000). Talajfolyamatok szabályozásának tudományos megalapozása. In:<br />
Székfoglalók, 1995–1998. 1–32. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia. Budapest.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2002a). A talaj multifunkcionalitásának szerepe a jövı fenntartható mezıgazdaságában.<br />
Acta Agron. (50 éves jubileumi különszám), 13–25.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2002b). A talajok környezeti érzékenységének értékelése. Agrártudományi<br />
Közlemények, Debreceni Egyetem, 9, 62–74.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2003). A mezıgazdasági vízgazdálkodás talajtani alapjai. Egyetemi jegyzet.<br />
FVM Vízgazd. Osztály, Budapest–Gödöllı.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2005a). <strong>Magyar</strong>ország talajainak vízraktározó képessége. Agrokémia és<br />
Talajtan, 54, 5–24.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2005b). Talajvédelmi stratégia az EU-ban és <strong>Magyar</strong>országon. Agrokémia és<br />
Talajtan, 54, 203–216.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2005c). Soil survey and soil monitoring in Hungary. In JONES, R. J. A.,<br />
HOUSKOVÁ, B., BULLOCK, P., MONTANARELLA, L. (eds.) Soil Resources of Europe, ESB<br />
Research Report No. 9. JRC. Ispra, 169–179.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2006). Soil degradation processes and extreme soil moisture regime as<br />
environmental problems in the Carpathian Basin. Agrokémia és Talajtan, 55, 9–18.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2008). A talaj szerepe a csapadék-szélsıségek kedvezıtlen hatásainak mérséklésében.<br />
„KLÍMA-21” Füzetek, 52, 57–72.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2010a). Talajdegradációs folyamatok és szélsıséges vízháztartási helyzetek, mint<br />
környezetvédelmi problémák a Kárpát-medencében. In SZABÓ B.,TÓTH Cs. (szerk.) VI. Kárpátmedencei<br />
Környezettudományi Konferencia, Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza, 41–50.<br />
VÁRALLYAY, GY. (2010b). A talaj, mint víztározó; talajszárazodás. „KLÍMA-21” Füzetek, 59, 3–25.<br />
VÁRALLYAY, GY., LÁNG, I. (2000). A talaj kettıs funkciója: természeti erıforrás és termıhely.<br />
Debreceni Egyetem Agrártudományi Közlemények, 5–19.<br />
VÁRALLYAY, GY., SZÜCS, L., MURÁNYI, A., RAJKAI, K., ZILAHY, P. (1979). <strong>Magyar</strong>ország termıhelyi<br />
adottságait meghatározó talajtani tényezık 1:100 000 méretarányú térképe. I. Agrokémia<br />
és Talajtan, 28, 363–384.<br />
VÁRALLYAY, GY., SZÜCS, L., MURÁNYI, A., RAJKAI, K., ZILAHY, P. (1980a). <strong>Magyar</strong>ország<br />
termıhelyi adottságait meghatározó talajtani tényezık 1:100 000 méretarányú térképe. II.<br />
Agrokémia és Talajtan, 29, 35–76.<br />
VÁRALLYAY, GY., SZÜCS, L., RAJKAI, K., ZILAHY, P., MURÁNYI, A. (1980b). <strong>Magyar</strong>országi<br />
talajok vízgazdálkodási tulajdonságainak kategóriarendszere és 1:100 000 méretarányú térképe.<br />
Agrokémia és Talajtan, 29, 77-112.<br />
305
Várallyay<br />
VÁRALLYAY, GY., SZABÓNÉ KELE, G., BERÉNYI, ÜVEGES J., MARTH, P., KARKALIK, A., THURY,<br />
I. (2009). <strong>Magyar</strong>ország talajainak állapota (a talajvédelmi információs és monitoring rendszer<br />
(TIM) adatai alapján). Földmővelésügyi Minisztérium Agrár-környezetvédelmi Fıosztály,<br />
Bp.<br />
306
A KUKORICA ÉS A CIROK VÍZFELHASZNÁLÁSI<br />
HATÉKONYSÁGÁNAK ÖSSZEHASONLÍTÁSA<br />
LIZIMÉTEREKKEL<br />
Zsembeli József 1 , Kovács Györgyi 1 , Gyuricza Csaba 2 , Kovács Gergı Péter 2<br />
1 Debreceni Egyetem, AGTC, KIT, Karcagi Kutató Intézet, Karcag<br />
2 Szent István Egyetem, Gödöllı<br />
e-mail: zsembeli@agr.unideb.hu<br />
Összefoglalás<br />
A gyakorló gazdák gyakran hangot adnak azon dilemmájuknak, hogy vajon a takarmányozási<br />
céllal termesztett kukoricát lehet-e szemescirokkal helyettesíteni az Alföld talaj- és idıjárási<br />
viszonyai között. Precíziós súlyliziméterekkel nagy pontossággal meg lehet határozni a talaj<br />
vízmérlegét, illetve annak elemeit, így talaj-növény rendszerben a párolgás is nagy pontossággal<br />
számszerősíthetı. A DE AGTC KIT Karcagi Kutató Intézetében súlyliziméteres kísérletben<br />
egy kukorica és egy cirok hibridet hasonlítottunk össze 3 ismétlésben. A vízmérlegeket és azok<br />
komponenseit különbözı idıbeli keretekre (szezonális, havi, napi) is meghatároztuk és ezek,<br />
illetve a termésadatok alapján a növények vízfelhasználásának hatékonyságát leíró indexeket<br />
számítottunk. Megállapítottuk, hogy a cirok 10%-kal több vizet párologtatott el öntözött körülmények<br />
között és a transzspirációjának napi idıtartama hosszabb. Mindazonáltal a cirok relatív<br />
vízfogyasztása alacsonyabb volt, mivel 1 kg biomassza felépítéséhez 32%-kal kevesebb vizet<br />
használt fel a kukoricához viszonyítva.<br />
Summary<br />
Maize and sorghum was studied in a lysimeter experiment in order to determine the water use<br />
efficiency of these two plants as farmers often have the dilemma if maize can be substituted by<br />
sorghum even with benefit (e.g. better water use efficiency) under the soil- and climatic<br />
conditions of the Great Hungarian Plain. Weighable lysimeters are very suitable tools for the<br />
determination of the water balance of the soil providing the possibility of the precise calculation<br />
of evapotranspiration, especially as the differences can be precisely quantified. One maize and<br />
one sorghum hybrids in three replications were applied as indicator crops for the comparison.<br />
Water balances for different time frames (seasonal, monthly, daily) were calculated involving<br />
the determination of each components of them. On the base of the different yield- and water<br />
balance parameters indexes characterising the water use efficiency of the crops were also<br />
calculated. It could be concluded that sorghum consumed 10 per cent more water under<br />
irrigated conditions and its daily duration of transpiration is longer. Nevertheless sorghum<br />
repaid for irrigation well as it needed 32% less water to build up 1 kg plant biomass showing<br />
more favourable water use efficiency.<br />
Bevezetés<br />
<strong>Magyar</strong>országon a talaj vízforgalmának liziméterekkel történı vizsgálata szők körben<br />
alkalmazott módszer, de vannak olyan országok, ahol sokkal inkább elterjedtek. A talaj<br />
vízháztartás-szabályozásának a jövıben világszerte megkülönböztetett jelentısége lesz<br />
az élelmiszer-termelés fokozásában (LÁNG et al., 1983; VÁRALLYAY, 1978). A talajtermékenység<br />
megırzésének és fokozásának, a növényi terméshozamok növelésének<br />
vitathatatlanul ez lesz egyik – stratégiai jelentıségő – kulcskérdése. Nagy biztonsággal<br />
307
Zsembeli – Kovács – Gyuricza – Kovács<br />
elıre jelezhetı ugyanis, hogy a víz válik a növénytermesztés és ezen keresztül természetesen<br />
az egész mezıgazdaság döntı korlátozó tényezıjévé.<br />
Az öntözés célját tekintve alapvetıen növénytermesztési feladat, amely a növények<br />
számára szükséges optimális vízmennyiség folyamatos és rendszeres biztosítására és<br />
ezen keresztül a termés növelésére, valamint részben minıségének javítására is irányul.<br />
A növények a vizet a talajból veszik fel, ezért a termıhely vízháztartásának térbeli<br />
kerete elsısorban a termıhely talajának az a felsı rétege, amelyben a növény gyökerei<br />
elhelyezkednek, és ahonnan a növény a párologtatáshoz szükséges vizet felveszi<br />
(SZALAI, 1989). Éppen ezért elkerülhetetlen, hogy az öntözés, illetve annak hatékonyságának<br />
vizsgálatakor, ne fordítsunk fokozott figyelmet az öntözésnek a talaj tulajdonságaira<br />
gyakorolt hatásaira.<br />
Hazánkban még kevéssé terjedt el a többcélú és perspektivikus energianövény a cukorcirok,<br />
míg a kukorica közismerten nagy produktivitású, de az agroökológiai és agrotechnikai<br />
feltételekre érzékeny növény. Az alföldi szárazabb térségekben, míg az<br />
1920-1950-es években a kukoricát tíz év közül csak 5 évben, az 1951-1988 közti években<br />
tíz év közül már 8-9 évben lett volna szükséges öntözni. E területek a korábbi feltételes<br />
öntözési zónából gyakorlatilag a feltétlen öntözési zónába kezdenek átcsúszni.<br />
A kukoricát sújtó aszállyal fenyegetett térségekben – az öntözhetıvé tehetı legjobb<br />
hátsági, mélyebb talajviző területeken – jövıben a kukoricának övezetszerő, nagyobb<br />
koncentrálása válhat szükségessé (BOCZ, 1992). A cirokfélék a csapadék mennyiségére<br />
kevésbé érzékenyek, mint a hımérsékletre. Kiváló a vízhasznosító képességük, emiatt<br />
különleges helyet foglalnak el a biztonságosan termeszthetı növények között, ugyanis<br />
a cirok egy egység szárazanyaghoz 132-170, a zab 272, a napraforgó már 375 egység<br />
vizet fogyaszt el. Fontos még azt is megemlíteni, hogy míg nagy aszályban más növények<br />
kiégnek, vagy elvénülnek addig a cirokfélék könnyen és gyorsan regenerálódnak<br />
az aszály után. Ez többek között annak is köszönhetı, hogy a cirokfélék képesek teljesen<br />
leállítani életfolyamataikat a szárazság alatt és az újbóli esıs idıszakban pedig<br />
újraindítani azokat. Az egyre gyakoribbá váló aszályok miatt így hazánkban is felértékelıdhet<br />
a szerepe a jövıben (GYURICZA, 2008).<br />
A különbözı cirokhibridekkel folytatott elızetes liziméteres vizsgálatok eredményei<br />
azt mutatták, hogy a növények vízforgalmának egyes elemeibıl, illetve a növényi<br />
produktumok nagyságából számított indexek segítségével a növények vízfelhasználásának<br />
hatékonysága egzaktan jellemezhetı (ZSEMBELI et al., 2008).<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
2009-ben egy a cirok és a kukorica vízforgalmának összehasonlításra irányuló kísérletet<br />
állítottunk be a Karcagi Kutató Intézet súlylizimétereiben. Három ismétlésben egyegy<br />
kukorica (PR37F73), illetve cirok hibridet (Sucrosorgo) vetettünk a hat<br />
súlyliziméteres egységbe. A vetés ideje: 2009. április 17. volt. A megfelelı tıtávolságot<br />
utólagosan állítottuk be. A cirok és a kukorica tápanyagigényének megfelelıen<br />
juttattunk ki NPK mőtrágyát vetéskor, 90:90:30 g/2m 2 (160:80:80 kg/ha hatóanyag)<br />
dózisokban. A vizsgált idıszakban (június-szeptember) a 6 liziméter egység ugyanakkora<br />
vízadagot kapott. Az öntözéssel célunk a víz pótlása volt a nyári aszályos idıszakban.<br />
A liziméteres talajoszlopok térfogatából adódóan vízbefogadó képességük<br />
korlátozott, ezért, illetve a nagy passzív párolgási veszteség elkerülése érdekében az<br />
öntözıvizet megosztva, kisebb adagokban juttattuk ki.<br />
308
A kukorica és a cirok vízfelhasználási hatékonyságának összehasonlítása ...<br />
Az öntözésnek a kukorica és a cirok vízforgalmára gyakorolt hatásának elemzéséhez<br />
a terméseredményeket is figyelembe vettük. A betakarítás ideje 2009. szeptember 25.<br />
volt. A növényeket minden egységben külön-külön levágtuk, a tömegüket megmértük,<br />
megkapva így a talajfelszín feletti részek biomasszáját. Felmerült a kérdés, hogy vajon a<br />
különbözı transzspirációs értékek a vízfelhasználás hatékonyságában is jelentenek-e<br />
különbségeket. Ennek a kérdésnek a hidrológiai szempontú megközelítését négy vízhasznosítási<br />
index kiszámításával végeztük el. Az ET/vízinput index a liziméterekbe<br />
természetes csapadék vagy öntözés útján bekerült víz egységnyi mennyiségére jutó párolgás<br />
mértékét mutatja meg. Az ET/biomassza index az egységnyi földfeletti biomasszára<br />
jutó evapotranszspiráció alakulását mutatja, azaz, hogy 1 kg biomassza felépítéshez<br />
hány mm vizet párologtatott el az adott növény a vizsgálati idıszakban (júniusszeptember).<br />
Az ET/csıtömeg index a kukorica egységnyi termésére jutó párolgás mértékét<br />
adja meg, míg az ET/cukortartalom index a cirok 1%-nyi cukortartalmának generálásához<br />
felhasznált, azaz elpárologtatott víz mennyiségét határozza meg.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A vizsgálati idıszakra (2009. jún.-szept.) vonatkozó vízforgalmi adatokat a 1. ábrán<br />
mutatjuk be. A vízháztartási egyenlet egyes összetevıit ábrázolva látható, hogy a két<br />
növény az azonos vízinput (természetes csapadék és öntözés) mellett eltérı outputokat<br />
produkált. A gravitációs víz, azaz a talajoszlopokon átszivárgó víz mennyiségében<br />
kialakult igen csekély különbség egyrészt nem a növényekhez köthetı, másrészt abszolút<br />
értékben is olyan kevés, hogy nem befolyásolja a növények vízforgalmában tapasztalható<br />
különbséget, amely a párolgás mértékének különbségében jelentkezett döntıen.<br />
Ha vizsgálati periódus mintegy négy hónapját vesszük alapul, a napi<br />
evapotranszspiráció értéke 4 mm feletti értékre adódik, ami viszonylag magas érték, de<br />
a magas hımérsékleti értékeket és az optimálishoz közeli vízellátást figyelembe véve<br />
reálisnak tekinthetı. Az azonos idıben, azonos tıszámmal, azonos feltételek mellett<br />
termesztett cirok vízfogyasztása felülmúlta a kukoricáét. A különbség mintegy 10%.<br />
1. ábra A kukorica és a cirok vízforgalmának összetevıi a vizsgálati idıszakban<br />
309
Zsembeli – Kovács – Gyuricza – Kovács<br />
A 2. ábrán a két növénynek egy 24 órás periódusra kiszámított kumulatív párolgási<br />
adatait láthatóak. A délutáni órákig (16 h) azonos párologtatási dinamikát mutatott a<br />
két növény, majd attól kezdve a kukorica transzspirációja erıteljesebb csökkenést mutatott,<br />
mint a ciroké. A párologtatás mértékében késı délután jelentkezı különbség<br />
határozta meg a két növény közti eltérést, hiszen a kumulatív párolgási görbék lefutása<br />
ezután már párhuzamos volt. Ezt a tendenciát más, hasonló idıszakokat vizsgálva is<br />
tapasztaltuk. Ebbıl arra lehet következtetni, hogy a cirok hosszabb ideig aktív a transzspiráció<br />
napi dinamikáját tekintve.<br />
2.ábra A kukorica és a cirok napi kumulatív evapotranszspirációja (2009. július 29-30.)<br />
130<br />
125<br />
124.2<br />
120<br />
%<br />
115<br />
110<br />
110.6<br />
105<br />
310<br />
100<br />
Kukorica<br />
Cirok<br />
3. ábra Az egységnyi vízinputra jutó evapotranszspiráció a vizsgálati idıszakban<br />
A 3. ábrán az ET/vízinput indexeket ábrázoltuk. Ez az index jellemzi, hogy a növény<br />
vízellátása elégséges volt-e (100% vagy az alatti értékek esetén), vagy ellenkezı<br />
esetben a növény milyen mértékben használta a talaj vízkészletét, illetve a vízmérleg<br />
pozitív vagy negatív voltát is mutatja. Amint az ábrán is jól látható, a kukorica eseté-
A kukorica és a cirok vízfelhasználási hatékonyságának összehasonlítása ...<br />
ben az összes párologtatásra fordított vízmennyiségnek mintegy 10%-al csökkentette a<br />
talaj eredeti vízkészletét, míg a cirok 24%-kal. Ez a megállapítás összecseng azzal a<br />
közismert ténnyel, hogy a cirok képes erıteljesen kiszárítani a talajt, elsısorban gyökérzetének<br />
nagy szívóereje miatt.<br />
80<br />
70<br />
69.8<br />
60<br />
53.0<br />
50<br />
mm * kg -2<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
Kukorica<br />
Cirok<br />
4. ábra Az egységnyi földfeletti biomassza produktumra jutó evapotranszspiráció<br />
a vizsgálati idıszakban<br />
A 4. ábrán látható az ET/biomassza index, azaz egységnyi földfeletti biomasszára<br />
jutó evapotranszspiráció alakulása. Az eredmények szerint a kukorica, bár összességében<br />
kevesebb vizet fogyasztott, ebben a mutatóban alulmaradt a cirokkal szemben,<br />
hiszen jóval (mintegy 32%-kal) több vizet használt fel egy kilogramm növényi biomassza<br />
felépítéshez. Ez a különbség nyilvánvalóan cirok nagyobb növényi produktumából<br />
adódik, ami viszont jobb vízfelhasználási hatékonyságot jelent.<br />
Az 1. táblázat tájékoztató adatokkal szolgál a két növény fı produktumának egységnyi<br />
mennyiségének generálásához felhasznált, azaz elpárologtatott víz mennyiségérıl.<br />
Ebben az esetben természetesen nem a két növény összehasonlítása volt a célunk,<br />
hanem, hogy tájékoztató adatokat tegyünk közzé más, hasonló körülmények között<br />
kapott eredmények értékeléséhez.<br />
1. táblázat A kukorica és a cirok termékspecifikus evapotranszspirációs indexei<br />
Index Kukorica Cirok<br />
ET/csıtömeg (mm kg -2 ) 187,3 -<br />
ET/cukortartalom (mm/%) - 29,9<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
A teljes vizsgálati idıszakra vonatkozó vízmérleg adatok, illetve azok elemei az azonos<br />
vízinputok mellett kialakult párolgási és vízmérleg különbségekrıl adtak információt.<br />
A napi evapotranszspiráció értéke 4 mm feletti értékre adódott, ami viszonylag magas<br />
érték, de a magas hımérsékleti értékeket és az optimálishoz közeli vízellátást figye-<br />
311
Zsembeli – Kovács – Gyuricza – Kovács<br />
lembe véve reálisnak tekinthetı. Összességében megállapítható, hogy az azonos idıben,<br />
azonos tıszámmal, azonos feltételek mellett termesztett cirok vízfogyasztása felülmúlta<br />
a kukoricáét. A különbség mintegy 10% volt.<br />
Részletesebb és termesztéstechnológiai szempontból hasznosítható eredményeket<br />
kaptunk a havi vízmérleg adatok elemzésével. Különbözı idıjárási helyzetekben -<br />
elsısorban a különbözı csapadék inputok esetén, valamint különbözı termesztéstechnológiai<br />
fázisokban vizsgáltuk a két növénynek a talaj vízforgalmára gyakorolt hatását.<br />
Azokban az esetekben, amikor a két csapadékos periódus vagy két öntözés között<br />
eltelt idıszakban gravitációs vízmozgás sincs, akkor a vízmérleg értéke a párolgással<br />
lesz egyenlı. Ezek az esetek fıként az aszályos idıszakokra jellemzıek, és lehetıséget<br />
biztosítottak arra, hogy vizsgáljuk a két jelzınövény vízfelhasználásának dinamikáját<br />
is. A kumulatív párolgási görbék lefutásából arra következtettünk, hogy a cirok hoszszabb<br />
ideig aktív a transzspiráció napi dinamikáját tekintve.<br />
Annak a vizsgálatára, hogy a különbözı transzspirációs értékek a vízfelhasználás<br />
hatékonyságában is jelentenek-e különbségeket a biomassza tömegébıl és a vízmérleg<br />
komponensekbıl olyan fajlagos mutatókat számoltunk ki, amelyek a vízfelhasználás<br />
hatékonyságát jellemzik. A kukorica, bár összességében kevesebb vizet fogyasztott, de<br />
1 kilogramm növényi biomassza felépítéshez mintegy 32%-kal több vizet használt fel.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BOCZ, E. (1992). Éghajlatigény. Kukorica. In: Szántóföldi növénytermesztés. Mezıgazda kiadó,<br />
Budapest.<br />
GYURICZA, CS. (2008). Többcélú energianövényünk a cukorcirok. Biohulladék, 3 (3-4), 46-52.<br />
LÁNG, I., CSETE, L., HARNOS, ZS. (1983). A magyar mezıgazdaság agroökológiai potenciálja az<br />
ezredfordulón. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
SZALAI, GY. (1989). Az öntözés szerepe a mezıgazdasági termelés fejlesztésében. Az öntözés<br />
gyakorlati kézikönyve. Mezıgazdasági kiadó, Budapest, 11-14.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1978). A talajfizika helyzete és jövıbeli feladatai. Agrokémia és Talajtan,<br />
27, 203 – 218.<br />
ZSEMBELI, J., KOVÁCS, GY , MURÁNYI, A. (2008). Effect of PENTAKEEP-V on the<br />
evapotranspiration and yield of Sorghum hybrids, monitored in precision weighing<br />
lysimeters. Cereal Research Communications, 36, 795-798.<br />
312
TALAJOK ANYAGFORGALMA
A RÉZ MEGKÖTİDÉSÉNEK VIZSGÁLATA EGY<br />
AGYAGBEMOSÓDÁSOS BARNA ERDİTALAJ<br />
AKKUMULÁCIÓS ÉS KILÚGOZÓDÁSI SZINTJEIN<br />
Balázs B. Réka 1,2 , Németh Tibor 1,2 , Sipos Péter 2 , Szalai Zoltán 1,3 , May Zoltán 4<br />
1 Eötvös Loránd Tudományegyetem, Budapest<br />
2 MTA Geokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
3 MTA Földrajztudományi Kutatóintézet, Budapest<br />
4 MTA Kémiai Kutatóközpont Anyag- és Környezetkémiai Intézet, Budapest<br />
e-mail: balazsr@geochem.hu<br />
Összefoglalás<br />
A különbözı talajtípusok, ezen belül egy talajszelvény szintjei változatosan viselkedhetnek a<br />
nehézfém-szennyezések során eltérı fizikai és kémiai tulajdonságaiknak köszönhetıen. Munkánk<br />
az ásványos összetétel réz-adszorpcióra gyakorolt hatásaira fókuszált egy agyagbemosódásos<br />
barna erdıtalaj példáján. Egy esetleges nagy koncentrációjú fémszennyezıdés esetén várható<br />
rézmegkötıdést vizsgáltuk két könnyen elkülöníthetı, szorpció szempontjából eltérı tulajdonságokkal<br />
rendelkezı talajszintbıl származó mintán. A kilúgozódási és akkumulációs szintekbıl<br />
származó talajokat és agyagfrakcióikat különbözı koncentrációjú (20-1500 mg/l) rézoldatokkal<br />
reagáltattuk laboratóriumi körülmények között savas kémhatáson (pH 4-5). A kísérlet során az<br />
E és a B szint réz-szorpciója jelentısen eltért egymástól. A különbségek a szintenként változó<br />
ásványos összetételbıl fakadnak. A jelentıs adszorpciós képességekkel rendelkezı talajásványok,<br />
mint a vas-oxihidroxidok és a duzzadó agyagásványok (vermikulit) felhalmozódása az<br />
akkumulációs szintben nagymértékben növelte az adszorpciós kapacitást, míg a kilúgozódási<br />
szint vermikulitjainak alumínium-hidroxid közberétegzıdése és elszegényedése vasoxihidroxidokban<br />
kisebb rézmegkötést eredményezett. A vermikulitok rétegközi terében megkötött<br />
réz okozta duzzadóképesség-csökkenést röntgen-pordiffrakciós vizsgálatokkal állapítottuk<br />
meg.<br />
Summary<br />
Different types of soils and different horizons within a soil profile have different ability to immobilize<br />
heavy metal contamination due to their different physical and chemical properties. Our<br />
study focused on the effects of mineralogical composition on the copper adsorption in a lessivated<br />
brown forest soil profile. We examined copper immobilization by comparing the sorption<br />
properties of two distinct soil horizons. Soil samples from the eluviation and accumulation<br />
horizons were treated with Cu solutions containing various amounts of copper (20-1500 mg/l)<br />
at pH 4-5. The amount of sorbed Cu in the E and B horizons differed significantly from each<br />
other for the bulk soil and the clay fraction. These differences can be due to the different mineralogical<br />
compositions of the studied horizons. The enrichment of soil minerals with significant<br />
adsorption capacity, such as swelling clay minerals (vermiculite) and hydrous iron oxides<br />
in the accumulation horizon enhances its adsorption capacity, while Al-polymer interlayering of<br />
vermiculites and leaching of iron (oxy)hydroxides in the eluviation horizon leads to smaller<br />
copper immobilization. Our XRD data suggested that the adsorbed copper in the interlayer<br />
space decreased the swelling properties of the vermiculites.<br />
315
Balázs B. – Németh – Sipos – Szalai – May<br />
Bevezetés<br />
Napjainkban a mezıgazdasági és az ipari tevékenységek miatt a talajok fokozott nehézfémterhelésnek<br />
vannak kitéve. A pedoszférába került szennyezések folytonosan haladnak tovább<br />
a hidro- és a bioszféra irányába, ezért a talajvédelmi célú kutatások fontos feladata,<br />
hogy a káros anyagtranszportot befolyásoló talajalkotókat részletesen vizsgálja az alábbi<br />
kérdések feltételével: milyen az egyes talajkomponensek fémmegkötı, szennyezésvisszatartó<br />
képessége és ezután a károsanyag biológiai hozzáférhetısége. A szennyezett<br />
rendszer jellemzıi változnak, így bolygatatlan területekrıl származó minták vizsgálata több<br />
információval szolgálhat a szennyezıdést követı fizikai és kémiai talajviszonyokról.<br />
A nehézfémek közül a réz kis mennyiségben esszenciális, nagyobb koncentrációban<br />
toxikus az élılények számára. A talajoldatba kerülését követıen a talaj szerves alkotóival,<br />
fulvo- és huminsavakkal komplexeket képez (ARIAS et al., 2006), mésztartalmú talajokban<br />
karbonát formában halmozódik fel (SIPOS et al., 2008). A talajásványok, különösen<br />
az agyagásványok és a vas-oxidok, -oxihidroxidok felületén jelentıs az egyes fémek<br />
immobilizációja. Ezen komponensek minısége és mennyisége talajtípusonként változó.<br />
Számos szerzı vizsgált réz-immobilizáció szempontjából zavart, felsı talajrétegeket<br />
(ARIAS et al., 2006; MARTINEZ, MOTTO, 2000), mezıgazdasági talajok különbözı szintjeit<br />
(VEGA et al., 2010), hazai erdı- és csernozjom talajokat (MAROSITS et al., 2000) és<br />
viszonylag érintetlen talajszinteket (SIPOS et al., 2008, 2009; NÉMETH, SIPOS, 2008).<br />
Jelen tanulmány célja egy lehetséges nagy koncentrációjú nehézfém-szennyezés esetén<br />
várható rézmegkötıdés vizsgálata két könnyen elkülöníthetı talajszintbıl származó mintán.<br />
A kontamináció bioszféra által is érzékelhetı hatása a teljes talajmintákon modellezhetı, de a<br />
pedogén rendszer változásáról pontosabb képet kapunk a fı szorbensként viselkedı agyagos<br />
rész vizsgálatával. <strong>Magyar</strong>ország egyik uralkodó talaja a barna erdıtalaj, ezért a szorpciós<br />
kísérletet a jól szintekre különíthetı agyagbemosódásos barna erdıtalajon végeztük el.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A mintázott szelvény Karancslapujtı község közelében helyezkedik el, 430 m-es tengerszint<br />
feletti magasságon, távol közutaktól és ipari létesítményektıl.<br />
A talajminták kémiai összetételét Philips PW 1410 röntgenfluoreszcens spektrométerrel<br />
határoztuk meg. Az összes szerves szén (TOC) és kötött nitrogén (TN B ) mennyiségének<br />
meghatározása Tekmar Dohrmann Apollo 9000N berendezéssel történt. Az ásványos és az<br />
agyagásványos összetételt röntgen-pordiffrakciós módszerrel Philips PW 1710<br />
diffraktométerrel vizsgáltuk. A félmennyiségi ásványos összetétel számítása véletlenszerően<br />
orientált teljes talajminták diffraktogramja alapján történt. A 2 µm alatti frakciókon<br />
etilén-glikolos, K-telítéses, Mg-telítéses, glicerines és hıkezeléses (350 o C/550 o C) diagnosztikai<br />
kezelések történtek az agyagásványok részletes jellemzése miatt. A kezeletlen és<br />
a kezelt agyagfrakciók preparátumai üveglapra történı szedimentálással készültek. A<br />
szorpciós kísérletben 10 g/l arányban az E és a B szintbıl származó teljes talajmintákat és<br />
azok agyagfrakcióit különbözı koncentrációjú CuSO 4 vagy CuCl 2 oldatokban szuszpendáltuk.<br />
Az ionerısséget 0,01 M CaCl 2 -dal állítottuk be. A 20-1500 mg/l fémet tartalmazó<br />
kiinduló oldat 48 órás reakciót követı Cu(II)-tartalmát Perkin Elmer AAnalyst 300 típusú<br />
atomabszorpciós készülékkel lángabszorpciós üzemmódban határoztuk meg. A megkötött<br />
fémionok mennyiségét a kezdeti és az egyensúlyi rézkoncentrációk alapján kaptuk. A rézoldatok<br />
és a felülúszók kémhatását Radelkis OP 211/1 pH-mérıvel ellenıriztük. A desztillált<br />
vízzel kimosott, rézkezelt anyagokról röntgen-pordiffrakciós felvételek készültek.<br />
316
Eredmények<br />
A réz megkötıdésének vizsgálata egy agyagbemosódásos barna erdıtalaj ...<br />
A szelvény kémiai és ásványtani jellemzése<br />
A 60 cm mély, természetes feltáródású talajszelvényben a vékony, sötét, szerves anyagban<br />
gazdag A szintet a fakó színő, szerves anyagokban szegény kilúgozási (E), majd a két részre<br />
osztható felhalmozódási (vöröses B1 és szürke B2) szint követi. A mállott alapkızet (C)<br />
és az alapkızet (D) szintjei szürkék. A talajképzı kızet enyhén karbonátos homokkı<br />
(Szécsényi Slír Formáció), ezért az elıbbi talajhorizontok kémhatása közel semleges a<br />
bennük található mésztartalom miatt. A barna erdıtalajokra jellemzı agyagszétesés során<br />
savanyú kémhatáson a másodlagos ásványok kilúgozódási szintben maradó kovasavra és<br />
felhalmozódási szint felé mozduló vasra és alumíniumra esnek szét. A szelvény fıelem<br />
eloszlása ezen mobilis elemek B szintben való felhalmozódását mutatja (1. ábra).<br />
A<br />
E<br />
B 1<br />
B 2<br />
C<br />
F e 2<br />
O 3<br />
A l 2<br />
O 3<br />
S iO 2<br />
D<br />
0 20 40 6 0 80<br />
F ı elem összetétel (% )<br />
1. ábra A vizsgált szelvény fıelem eloszlása<br />
A felsıbb talajszintek potenciális savassága szintén az Al(III)ionok jelenlétét jelzi.<br />
Ilyen körülmények között többmagvú alumínium-hidroxid polimerek képzıdése és<br />
talajkolloidokon (agyagásványok, vas-oxidok) történı megkötıdése várható. A szelvény<br />
további fizikai és kémiai jellemzıi az 1. táblázatban találhatók. Az ásványos öszszetétel<br />
vertikális eloszlását a 2. ábra szemlélteti. A kvarc és a földpátok mennyisége a<br />
mélységgel csökken. A kilúgozódási szint csekély klorit és vermikulit tartalommal bír<br />
a felhalmozódási szinthez képest. A B1 és B2 duzzadó agyagásványos, a C szint pedig<br />
kloritos, csillámos/illites összetételő. A talajképzı kızet és a kilúgzódás hatása a kalcit<br />
a C szintben történı megjelenése.<br />
1. táblázat A vizsgált szelvény fizikai és kémiai tulajdonságai<br />
Talajszint<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
A 0-5<br />
E 5-25<br />
B1 25-45<br />
B2 45-50<br />
Szín<br />
10YR;<br />
Nedvességtartalom<br />
(%)<br />
pH<br />
(H 2 O)<br />
O)<br />
pH<br />
(KCl)<br />
TOC<br />
(%)<br />
TN B<br />
(mg/kg<br />
)<br />
3/3<br />
2,48 7,31 4,72 8,26 2167<br />
10YR;<br />
5/4<br />
1,27 7,30 4,51 1,03 517<br />
7.5YR;<br />
4/6<br />
2,10 7,11 4,23 0,52 390<br />
10YR;<br />
4/3<br />
2,13 7,24 4,69 0,40 386<br />
2.5Y;<br />
C 50-alatt<br />
4/2<br />
0,88 7,83 7,33 0,29 364<br />
2.5Y;<br />
D Ua.<br />
3/2<br />
0,78 7,91 7,40 0,26 430<br />
TOC: összes szerves széntartalom, TN B : összes kötött nitrogéntartalom<br />
317
Balázs B. – Németh – Sipos – Szalai – May<br />
A<br />
E<br />
B1<br />
B2<br />
duzzadó agyagásványok<br />
klorit<br />
illit<br />
kalcit<br />
kvarc+földpátok<br />
C<br />
Alapkızet<br />
0 20 40 60 80 100<br />
Ásványos összetétel (%)<br />
2. ábra A vizsgált szelvény ásványos összetétele<br />
A kilúgozódási és felhalmozódási szintek agyagásványos összetétele<br />
Az ülepítéssel nyert, kezeletlen 2 µm alatti frakciók pordiffrakciós felvételén a 14 Å és<br />
7 Å körüli csúcsok vermikulit vagy klorit agyagásványos összetételt feltételeznek a 10<br />
Å-ös csillám/illit mellett. Célkitőzésünk, azaz a nehézfém-szorpciós tulajdonságok<br />
összehasonlítása érdekében a két szint részletes agyagásványtani jellemzését végeztük.<br />
Az etilén-glikolos, kálium-telítéses és a hıkezeléses eljárásokkal a kationmegkötés<br />
szempontjából jelentısebb, duzzadó vermikulitot és a nem duzzadó, kisebb szorpciós<br />
kapacitással rendelkezı kloritot különítjük el. Ezek alapján az E szintben etilén-glikol<br />
hatására történı elhanyagolható mértékő duzzadás (14,5 Å) és a hevítés okozta rétegvastagság-csökkenés<br />
(12,4 Å) kis mennyiségő kloritos karakterő, nem duzzadó, nagyobb<br />
mértékben közberétegzett vermikulit agyagásványokat jelez (3. ábra). A káliumtelítés<br />
nem okozott szerkezetbeli változást, így a talajokban gyakori hidroxidpolimerek<br />
az agyagkolloid rétegközi terének nagy részét kitöltik.<br />
3. ábra Az E (folytonos vonal) és B (pontozott vonal) szintek agyagfrakciójának kezeletlen és<br />
kezelt preparátumainak XRD felvételei<br />
318
A réz megkötıdésének vizsgálata egy agyagbemosódásos barna erdıtalaj ...<br />
A felhalmozódási szint a kilúgozási szintekhez képest a csúcsok intenzitása alapján<br />
jelentısebb mértékben tartalmaz duzzadó és nem duzzadó agyagásványokat. Az etilénglikolos<br />
duzzadás 14,3 Å-rıl 15,3 Å-ig és 7,1 Å-rıl 7,6 Å-ig tartó csúcseltolódást okozott<br />
a 7,1 Å csúcs megtartásával, mely a duzzasztószer hatására történı kloritos karakter<br />
megmaradását mutatja (3. ábra). A káliumtelítést (14,4 Å) és a hevítést (12,5 Å)<br />
szintén nem követte teljes szerkezeti kollapszus. A pordiffrakciós felvételek szerint<br />
vermikulit karakterő kevert szerkezető klorit/vermikulit és hidroxid-közberétegzett<br />
vermikulit jellemzi ezt a szintet.<br />
Rézadszorpció<br />
Egy talaj szennyezıanyag-megkötı képességét adszorpciós izotermák segítségével<br />
vizsgálhatjuk. Ekkor az immobilizált fém anyagmennyiségét ábrázoljuk az egyensúlyi<br />
fémkoncentrációk függvényében. A kapott görbékbıl a réz(II)ionra jellemzı adszorpció<br />
a Langmuir-féle izoterma-egyenlettel írható le, amelynek segítségével a minta maximális<br />
nehézfém-kapacitása is kiszámítható. A vizsgált minták izotermái a 4. ábrán<br />
láthatók.A teljes talajminták adszorpciós görbéi mind a két szint esetében gyors felfutást<br />
követıen 500 mg/l réztöménységnél telítésbe érnek. A teljes talajokkal szemben az<br />
agyagfrakciók fémmegkötı tulajdonságai látványosan eltérnek az elıbbi mintáktól. Az<br />
akkumulációs horizont agyagásványai 150 mg/l koncentrációig teljes mértékben eltávolították<br />
a réz(II)ionokat az oldatból. Ellenben az E szint 2 µm alatti része kisebb<br />
szorpciós affinitással rendelkezik a görbe lágyabb felfutása alapján.<br />
Adszorbeált réz (mmol/kg)<br />
90<br />
80<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
Teljes talaj<br />
B szint<br />
E szint<br />
0 5 10 15 20 25<br />
Adszorbeált réz (mmol/kg)<br />
Egyensúlyi réz(II) koncentráció (mmol/dm 3 )<br />
350<br />
300<br />
250<br />
200<br />
150<br />
100<br />
50<br />
Agyagfrakció<br />
B szint<br />
E szint<br />
0<br />
0 2 4 6 8 10 12 14 16<br />
Egyensúlyi réz(II) koncentráció (mmol/dm 3 )<br />
4. ábra A vizsgált szintek rézadszorpciós izotermái<br />
2. táblázat A vizsgált minták maximális réz(II)ion-megkötı képessége (Q max );a Langmuir<br />
egyenlet illeszkedésének mutatója (R 2 )<br />
Minta Q max<br />
(mmol/kg) Q max<br />
(mg/kg) R 2<br />
Teljes talaj-E 52 3304 0,98<br />
Teljes talaj-B 71 4512 0,99<br />
Agyagfrakció-E 139 8826 0,96<br />
Agyagfrakció-B 323 20500 0,99<br />
319
Balázs B. – Németh – Sipos – Szalai – May<br />
A talajminták maximálisan megköthetı réz anyagmennyiségei szerint az E és a B<br />
szint között határozott különbséget tapasztaltunk (2. táblázat). A teljes minta utóbbi<br />
szintje 30 %-kal több rezet kötött meg a kilúgozódási szinthez képest. Ez a jelenség az<br />
agyagos részben hatványozottan jelenik meg, ahol a megkötés két- és félszeres.<br />
A szorpciós kapacitással összefüggésben tárgyalandó a rézadszorpciós közeg pH<br />
körülményeinek változása. A megkötıdés hányadát, azaz a fajlagos adszorpciót az<br />
egyensúlyi kémhatások függvényében ábrázolva információt kaphatunk arról, hogy a<br />
réz az egyes mintákon mely pH tartományokban kötıdhet a legjobban.<br />
100<br />
Fajlagos adszorpció (%)<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
0<br />
4 5 6 7 8<br />
Egyensúlyi pH<br />
KL-3 B agyagfrakció<br />
KL-3 B teljes talaj<br />
KL-3 E agyagfrakció<br />
KL-3 E teljes talaj<br />
5. ábra Talajminták fajlagos adszorpciója az egyensúlyi pH függvényében<br />
A 5. ábrán látható, hogy a B szint legkisebb rétegközi kitöltéssel és ezért a legtöbb<br />
aktív kötıhellyel rendelkezı agyagos része a nagy immobilizáción túl a savas rézoldat<br />
kémhatását pufferelı hatással is rendelkezik. A vas- vagy alumínium-hidroxid közberétegzıdés<br />
lúgos közegben szintén mobilizálódik.A kiegyenlített negatív töltésfelesleg<br />
felszabadul, helyükön további réz-szorpció lehetséges. A többi talajminta esetében a<br />
szorpció közben a telítı oldat savassága (pH 5,58-4,50) tovább nıtt az uralkodó réz–<br />
proton ioncsere miatt. Így a vizsgált barna erdıtalaj típus nem rendelkezik tompító<br />
képességgel nagy koncentrációjú rézoldattal való érintkezéskor, szemben más hazai<br />
csernozjom talajokkal (MAROSITS et al., 2000).<br />
A talajok szorpciós kísérletet követı röntgen-pordiffrakciós felvételei a 6. ábrán<br />
láthatók. Ezek a vizsgálatok azért fontosak, mert a kapott eredmények alapján prognosztizálható<br />
a talajok fizikai tulajdonságainak változása (pl. permeabilitás), amelyet<br />
az agyagásványos karakter befolyásol (FRENKEL et al., 1978). A réztelített agyagfrakciók<br />
etilén-glikolos kezelését követıen a B szint duzzadóképességének csökkenését tapasztaljuk.<br />
Jelentıs mértékő kationadszorpció esetén a rétegtöltés részleges vagy teljes<br />
semlegesítése miatt ugyanezt a jelenséget tapasztalták hasonló hazai, vermikulit karakterő,<br />
kevert szerkezető talajagyagon (NÉMETH et al., 2011). E tulajdonság magyarázata<br />
az agyagásványok rétegközi kitöltésének változásában keresendı. Lehetséges, hogy a<br />
megkötött réz az alumínium-hidroxid közberétegzıdéshez hasonló stabil polimerek<br />
formájában található a talajokban (SAYIN, 1980; ILDEFONSE et al., 1986). Ez a kitöltés<br />
duzzadó agyagásványok közül a nagyobb rétegtöltéső vermikulitban fejlıdik ki, szemben<br />
a kisebb rétegtöltéssel rendelkezı szmektitekkel.<br />
320
A réz megkötıdésének vizsgálata egy agyagbemosódásos barna erdıtalaj ...<br />
6. ábra Az E (folytonos vonal) és B (pontozott vonal) szintek agyagfrakciójának kezeletlen és<br />
rézkezelt preparátumainak XRD felvételei<br />
Eredmények értékelése<br />
A kilúgozódási és a felhalmozódási szintbıl származó talajminták és azok agyagfrakciói<br />
eltérı szorpciós képességekkel rendelkeznek. Ezek az eltérések az agyagásványos<br />
különbségek miatt adódnak. Az E szint nem duzzadó, kloritos jellegő, míg a<br />
B szint döntıen duzzadó, vermikulit karakterő komponenseket tartalmaz. Ehhez hasonló<br />
agyagos összetételt találtak más cserháti mintákban is (NÉMETH, SIPOS, 2006).<br />
Mivel a réz a duzzadó agyagásványokra jellemzı kiterjedtebb planáris síkokat nagyobb<br />
valószínőséggel borítja (McBRIDE, 1976) nagy negatív felületi töltésük miatt,<br />
így esetünkben az egyéb szorpciós lehetıségek kisebb hányadot képviselnek. Az E<br />
szint agyagásványai többnyire hidroxid-polimer közberétegzıdést tartalmaznak, ezért<br />
a megköthetı kationok számára található szabad helyek száma kevesebb a B szint<br />
vermikulitos agyagfrakciójához képest. Ezen kívül a lefelé vándorló, többnyire a<br />
talajkolloidok felületén kicsapódó vas-oxihidroxidok is hozzájárulnak a magasabb<br />
rézadszorpciós kapacitáshoz.<br />
A kísérletet követıen a kilúgozási szintbıl származó minta alacsonyabb kémhatás<br />
felé tolódott el a B szinthez képest. A jelenség magyarázata szintén az agyagfrakció<br />
különbözıségében rejlik. A nagyobb kationcserélı képességgel rendelkezı agyagos<br />
rész a réz mellett a talajsavanyúságot befolyásoló hidrogénionokat is megköti. Savanyú<br />
körülmények között a duzzadó, vermikulit karakterő agyagásványok szerkezete változik<br />
a réz megkötését követıen, a duzzadóképesség csökkenésével a talajok<br />
permeabilitása növekszik. A vizsgált agyagbemosódásos talaj akkumulációs szintjének<br />
agyagfrakciója 10 g/kg rézfelvételkor veszti el duzzadóképességét, ez az érték teljes<br />
talajra vonatkoztatva 1,5 g/kg mennyiséget jelent. <strong>Magyar</strong>ország geokémiai atlasza<br />
alapján (MÁFI) országosan és a mintázott területen is 19 g/t réz az átlagos elıfordulás.<br />
A talajok fizikai tulajdonságának változása a természetes háttérértékhez képest 2000-<br />
szeres rézkoncentrációnál várható. Az ennél nagyobb mértékő rétegközi nehézfémimmobilizáció<br />
során a hidraulikai vezetıképesség növekedése miatt a talajoldat és<br />
annak szennyezıanyag-tartalma könnyebben vándorolhat a szelvényen belül.<br />
321
Balázs B. – Németh – Sipos – Szalai – May<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A szerzık ezúton mondanak köszönetet Borsodiné Kovács Magdolnának és Barabás-<br />
Horváth Zsófiának a kísérlet elvégzésében nyújtott segítségükért.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ARIAS, M., PÉREZ-NOVO, C., LÓPEZ, E., SOTO, B. (2006). Competitive adsorption and desorption<br />
of copper and zinc in acid soils. Geoderma, 133, 151-159.<br />
FRENKEL, H., GOERTZEN, J. O., RHOADES, J. D. (1978). Effects of clay type and content,<br />
exchangeable sodium percentage, and electrolyte concentration on clay dispersion and soil<br />
hydraulic conductivity. Soil Science Society of America Journal, 42, 32-39.<br />
ILDEFONSE, P., MANCEAU, A., PROST, D., TOLEDO GROKE, M. C. (1986). Hydroxy-Cu-<br />
Vermiculite Formed by the Weathering of Fe-Biotites at Salobo, Carajas, Brazil. Clays and<br />
Clay Minerals, 34, 338-345.<br />
MAROSITS, E., POLYÁK, K., HLAVAY, J. (2000). Investigation on the chemical bonding of<br />
copper ions on different soil samples. Microchemical Journal, 67, 219-226.<br />
MARTINEZ, C. E., MOTTO, H. L. (2000). Solubility of lead, zinc and copper added to mineral<br />
soils. Environmental. Pollution, 107, 153-158.<br />
MCBRIDE, M. B. (1976). Origin and position of exchange sites in kaolinite: an ESR study. Clays<br />
and Clay Minerals, 24, 88-92.<br />
NÉMETH, T., SIPOS, P. (2006). Characterization of clay minerals in brown forest soil profiles<br />
(Luvisols) of the Cserhát Mountains (North Hungary). Agrokémia és Talajtan, 55, 39-48.<br />
NÉMETH T., JIMÉNEZ-MILLÁN, J., SIPOS. P., ABAD, I., JIMÉNEZ-ESPINOSA, R., SZALAI Z. (2011).<br />
Effect of pedogenic clay minerals on the sorption of copper in a Luvisol B horizon.<br />
Geoderma, 160, 509-516.<br />
NÉMETH, T., SIPOS, P. (2008). Ásványos összetétel és agyagásványos karakter jelentısége talajok<br />
komplex környezetgeokémiai vizsgálatában. Talajvédelem különszám, 301-310.<br />
SAYIN, M. (1982). Catalytic action of copper on the oxidation of structural iron in<br />
vermiculitized biotite. Clays and Clay Minerals, 30, 287-290.<br />
SIPOS P., NÉMETH T., KOVÁCS KIS V., MOHAI I. (2008). Sorption of copper, zinc and ead on soil<br />
mineral phases. Chemosphere, 73, 461-469.<br />
SIPOS P., NÉMETH T., KOVÁCS KIS V., MOHAI I. (2009). Association of individual soil mineral<br />
constituents and heavy metal as studied by sorption experiments and analytical electron microscopy<br />
analyses. Journal of Hazardous Materials, 168, 1512-1520.<br />
VEGA, F. A., ANDRADE, M. L., COVELO, E. F. (2010). Influence of soil properties on the sorption<br />
and retention of cadmium, copper and lead, separately and together, by 20 soil horizons:<br />
Comparison of linear regression and tree regression analysis. Journal of Hazardous Materials,<br />
174, 522-533.<br />
322
NEHÉZFÉMMEL SZENNYEZETT TALAJ<br />
VÍZTISZTÍTÁSBÓL SZÁRMAZÓ VAS-MANGÁN<br />
CSAPADÉKKAL TÖRTÉNİ STABILIZÁCIÓJÁNAK<br />
VIZSGÁLATA<br />
Barna Sándor 1 , Simon László 1 , Tóth Csilla 2 , Koncz József 3 , Anton Attila 3<br />
1 Nyíregyházi Fıiskola, Mőszaki és Mezıgazdasági Kar, Tájgazdálkodási és Vidékfejlesztési<br />
Tanszék, Nyíregyháza<br />
2 Nyíregyházi Fıiskola, Mőszaki és Mezıgazdasági Kar, Agrártudományi Tanszék, Nyíregyháza<br />
3 MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: barnas@nyf.hu<br />
Összefoglalás<br />
Kémiai stabilizációval, adalékanyagok talajba juttatásával hatékonyan lecsökkenthetı a toxikus<br />
elemek mobilitása a szennyezett talajokban. Napraforgóval beállított tenyészedényes kísérletben a<br />
Gyöngyösorosziból származó, nehézfémekkel (bányameddıvel) szennyezett öntéstalajt 5 tömeg<br />
% víztisztításból származó vas-mangán csapadék (származási hely Nyírtelek) kijuttatásával stabilizáltuk.<br />
A víztisztításból származó vas-mangán csapadék hatására jelentısen lecsökkent a kadmium,<br />
króm, réz, nikkel, ólom és cink koncentrációja a talaj vízoldható, mobilis és „felvehetı” frakcióiban,<br />
míg a báriumkoncentrációk megemelkedtek. A kezelt napraforgó kultúra gyökerei és<br />
hajtásai kevesebb kadmiumot, rezet, ólmot és cinket akkumuláltak, mint a szennyezett, kezeletlen<br />
talajon nevelt kontroll növények, báriumtartalmuk azonban megnıtt. A lecsökkent nehézfém<br />
fitotoxicitás pozitív hatást gyakorolt a napraforgó szár mikroanatómiai paramétereire.<br />
Summary<br />
Chemical stabilization is an effective in situ soil remediation technology for soils contaminated<br />
with toxic elements. Contaminated fulvisol was collected from the neighborhood of abandoned<br />
lead-zinc sulfide ore mining area (Gyöngyösoroszi). Iron and manganese rich water-treatment<br />
sludge from Nyírtelek was given in 5% (m/m) to the contaminated soil as a stabilizing substrate.<br />
Metal fractions dissolved by nitrohydrochloric acid, Lakanen-Erviö buffer, acetate buffer and<br />
distilled water were measured. The stabilizing ability of water-treatment sludge was confirmed,<br />
the Cd, Cr, Cu, Ni, Pb and Zn concentrations (except Ba) were significantly reduced in watersoluble,<br />
mobile and plant available fractions of the soil. It was found that the application of<br />
water-treatment sludge significantly reduced the Cd, Cu, Pb and Zn accumulation in roots and<br />
shoots of sunflower, while the Ba accumulation was enhanced. Because of the reduced phytotoxicity<br />
of heavy metals positive changes were observed in the microanatomy of sunflower<br />
stems. All microanatomical parameters were significantly improved in treated plants.<br />
Bevezetés<br />
A talaj <strong>Magyar</strong>ország kiemelkedı értékő – feltételesen megújítható – természeti erıforrása,<br />
amely egyben élettér és a mezıgazdaság legfontosabb termelıeszköze. A talajszennyezés<br />
részben természetes (geokémiai) okokra, részben emberi tevékenységek<br />
hatásaira vezethetı vissza. Az antropogén hatásokra bekövetkezı szennyezıdéssel a<br />
talaj ökológiai funkciói (biomassza termelés, szőrı, kiegyenlítı, átalakító és raktározó<br />
szerep) nagymértékben károsodhatnak (SIMON, 1999).<br />
323
Barna – Simon – Tóth – Koncz –Anton<br />
A szennyezett területek rekultiválása során a szennyezett földtani közeg esetében<br />
nem elsıdleges cél az eredeti állapot helyreállítása, hanem a legtöbb esetben elegendı<br />
a kockázatot jelentı szennyezıanyag kivonása a biogeokémiai körforgásból. A nehézfém-szennyezéseknél<br />
alkalmazható fitoremediációs eljárásokat két csoportra oszthatjuk<br />
aszerint, hogy a szennyezı anyagok oldhatóságát, felvételét és transzportját elısegíteni<br />
(kivonás: fitoextrakció, fitofiltráció, fitovolatilizáció) vagy éppen akadályozni (helyben<br />
tartás: fitostabilizáció) célszerő. A fitostabilizáció lényege a nehézfémek immobilizálása,<br />
az oldható, mozgékony fémfrakciók koncentrációjának csökkentése növények segítségével<br />
(MÁTHÉNÉ, 2005)<br />
A nehézfémeket stabilizáló szerek számos típusával folytattak már laboratóriumi és<br />
szabadföldi kísérleteket. Korábbi vizsgálatok kimutatták, hogy a meszezıanyagok, a<br />
lignit, a pernye, a hamu, a humuszanyagok és az agyagásványok, illetve néhány szerves<br />
anyag (pl. komposzt, szennyvíziszap) jó hatásfokkal adszorbeálják a szennyezıanyagokat<br />
(BERTI et al., 1998; FEIGL, 2007; SIMON, 2005; SIMON et al., 2009;<br />
THEODORATOS et al., 2000; UZINGER, ANTON, 2008). BERTI és CUNNINGHAM (2000)<br />
szerint a vas- és mangánhidroxid csapadék is megfelelı lehet a nehézfémekkel szenynyezett<br />
talajok stabilizálására.<br />
A nehézfém-stressz legáltalánosabb tünete a növekedésgátlás, mely a szár<br />
mikroanatómiai jellemzıiben is megfigyelhetı. Több kutatás is bizonyította, hogy a<br />
nehézfémek az esszenciális makro- és mikroelemekkel léphetnek kölcsönhatásba, ezáltal<br />
jelentısen befolyásolják a növények tápelem-felvételét, valamint hatással vannak a<br />
növekedésre, a fotoszintézisre, a vízháztartásra, az ionfelvételre és a membránstruktúrákra<br />
is (FODOR, 2003).<br />
Fenti megállapítások alapján célunk az volt, hogy megállapítsuk, hogy a víztisztításból<br />
származó vas-mangán csapadék, hogyan változtatja meg a szennyezett talaj mobilizálható<br />
elemtartalmát, valamint hogyan hat a napraforgószár mikroanatómiai paramétereire.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Stabilizációs tenyészedényes kísérlet napraforgóval<br />
A MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézetének szabadföldi kísérleti parcelláiról<br />
(EOV koordináták X: 275.330; Y: 713.980) Gyöngyösorosziból származó<br />
bányameddıvel szennyezett (Ba-336; Cd-8,74; Cr-29; Cu-165; Ni-16,1; Pb-445; Zn-<br />
1587 mg/kg királyvizes kivonatban) öntéstalajt a terület átlós bejárásával 20-20 helyen,<br />
rétegminta-fúróval, 0-30 cm-es mélységben mintáztuk meg. A talajmintákat vékony<br />
rétegben szétterítettük a laboratóriumi asztalokon, légszáraz állapotig szárítottuk, majd<br />
2 mm-es szitán átbocsátottuk.<br />
A kísérleti talajunk típusát tekintve öntéstalaj; mely gyengén savanyú kémhatású<br />
(pH KCl 6,43), agyagos vályog fizikai féleségő (K A =43), jó humusztartalmú (H=3,16 %),<br />
karbonátokat (meszet) nem tartalmaz. A talaj szántóföldi vízkapacitása 20%. A víztisztításból<br />
származó vas-mangán csapadék a Nyírségvíz ZRt. nyírteleki telepérıl származott,<br />
a nyersvíz sőrített levegıvel történı kezelése során keletkezı vas- és mangán oxihidroxidokból<br />
állt (1,8% mangán, 27% vas és 0,46% bárium királyvizes kivonatban;<br />
SIMON et al., 2010). A víztisztításból származó csapadékot légszáraz állapotig laboratóriumban<br />
megszárítottuk, dörzsmozsárban törıvel homogenizáltuk, majd 5 tömegszázalékos<br />
arányban egyenletesen összekevertük a szennyezett talajjal.<br />
324
Nehézfémmel szennyezett talaj víztisztításából származó vas-mangán ...<br />
A szántóföldi vízkapacitásnak megfelelı mennyiségő desztillált vízzel telítettük a<br />
talajt, melyet a növények elültetése elıtt 3 hétig szobahımérsékleten tartottunk<br />
(inkubáltunk) a tenyészedényekben, hetente pótolva az elpárolgott vízmennyiséget.<br />
A Nyíregyházi Fıiskola Tájgazdálkodási és Vidékfejlesztési Tanszékének növénynevelı<br />
fényszobájában 1,5 kg-os tenyészedényekben 4 ismétléssel beállított kísérlet<br />
során a tesztnövényünk napraforgó (Helianthus annuus L., cv. Neoma) volt. A tesztnövények<br />
magjának elültetésére 2009. április 22-én került sor, 6 növényt neveltünk<br />
tenyészedényenként. Tápanyag-utánpótlás céljából a kísérleti talajokba egy alkalommal<br />
(a tenyészedényes kísérlet 4. hetében) juttattunk ki 40 mg/kg nitrogént NH 4 NO 3<br />
oldat formájában (más tápanyag-kijuttatás a talajba nem történt).<br />
A kísérlet 9 hetes idıtartama alatt a megvilágítást (naponta 12 órán keresztül átlagosan<br />
5000 lux) fénycsövekkel szabályoztuk, a hımérséklet nappal 20-24 0 C, éjszaka<br />
17-18 0 C, a relatív páratartalom 40-50% volt. A növényeket hetente 3 alkalommal, a<br />
szántóföldi vízkapacitás (20%) (adott össztömeg) eléréséig desztillált vízzel öntöztük.<br />
A kísérlet bontásakor a tenyészedények talajának 4 ismétléssel történt megmintázása<br />
után a növények gyökerét és hajtását csapvízzel majd háromszor váltott desztillált<br />
vízzel gondosan megmostuk, megszárítottuk (70 0 C, 12 óra) és megdaráltuk (
Barna – Simon – Tóth – Koncz –Anton<br />
gyan csökken a szennyezıanyag mozgékonysága, vízoldhatósága és biológiai hozzáférhetısége.<br />
A talaj összes fémtartalmának csak egy kis része mobilis, illetve hozzáférhetı<br />
a növények számára, ezért a kezelt talajokból meghatározásra kerültek a különbözı<br />
mobilitású nehézfém-frakciók.<br />
A királyvizes kioldás az összes fémtartalmat, a Lakanen Erviö-pufferes kivonat a<br />
növények számára felvehetı frakciót, az acetátos kivonat a növények számára közvetlenül<br />
felvehetı, a desztillált vizes kioldás pedig a legmobilisabb nehézfémtartalmat<br />
határozza meg.<br />
Az 1. táblázatban láthatók a szennyezett talajban a kezelés hatására bekövetkezı<br />
változások a mobilizálható nehézfémtartalomban.<br />
A királyvizes kioldás eredményeként megfigyelhetı, hogy a víztisztításból származó<br />
vas-mangán csapadék kijuttatásának következményeként (az adalékban lévı szenynyezıanyag-tartalom<br />
hatására) 74%-kal nıtt a szennyezett talajban a báriumtartalom.<br />
A többi vizsgált nehézfém mennyisége nem változott meg jelentısen. A Lakanen-Erviö<br />
pufferes kivonatból végzett mérési eredményekbıl látható, hogy az adalék hatására a<br />
talajokban a növények által potenciálisan felvehetı nehézfémtartalom kismértékben<br />
változott, ez esetben is a báriumtartalom emelkedett meg szignifikánsan. A nehézfémek<br />
közül a legnagyobb koncentrációcsökkenést az ólom és a réz esetében értünk el.<br />
Az acetát pufferes kivonatból végzett elemvizsgálatok alapján megállapíthatjuk, hogy a<br />
stabilizáló szer jelentıs mértékben lecsökkentette a talajokban a növények számára<br />
ionos formában felvehetı és mobilizálható nehézfém-koncentrációkat – kivételt a bárium<br />
jelentett. Hasonló jelenséget figyelhettünk meg a legmobilisabb vízoldható elemkoncentrációk<br />
esetén is.<br />
326<br />
1. táblázat A kezelt talajok elemtartalma a fitostabilizációs kísérlet befejezésekor<br />
(tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2009)<br />
Ba Cd Cr Cu Ni Pb Zn<br />
Királyvizes kivonat (mg/kg)<br />
GYBSZT (1) 298 11,8 29,1 365 21,5 721 2066<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
602* 11,2 30,8 317* 20,1 660* 1860*<br />
Lakanen-Erviö kivonat (mg/kg)<br />
GYBSZT (1) 7,53 7,32 0,37 171 3,97 335 853<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
26,9* 7,35 0,26* 141* 3,56 295* 844<br />
Acetát pufferes kivonat (µg/kg)<br />
GYBSZT (1) 280 196 5,86 466 68,1 192 32532<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
487* 102* 5,31* 232* 36,3* 55,4* 22380*<br />
Desztillált vizes kivonat (µg/kg)<br />
GYBSZT (1) 67,2 11,7 4,04 115 6,22 6,67 1247<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék 89,2* 4,48* 3,67* 103 4,51*
Nehézfémmel szennyezett talaj víztisztításából származó vas-mangán ...<br />
Kémiai stabilizáció hatása a napraforgó nehézfém-felvételére<br />
A stabilizáció hatékonyságát a növények által akkumulált nehézfémtartalommal is<br />
bizonyíthatjuk. A kijuttatott stabilizáló adalék hatásosságát bizonyítja, hogy a kezelt<br />
kultúrák gyökerei kevesebb kadmiumot, rezet, ólmot és cinket akkumuláltak, mint a<br />
szennyezett talajon nevelt kontroll növények (2. táblázat). A napraforgó hajtásában a<br />
kezelés hatása még egyértelmőbb volt, az adalékanyag jelentısen lecsökkente a felvett<br />
Cd, Pb és Zn mennyiségét. A gyökerekbıl a hajtásokba már nem szállítódott fel kimutatható<br />
mennyiségben króm, illetve nikkel. A víztisztításból származó vas-mangán<br />
csapadék stabilizáló szerként történı gyakorlati alkalmazása során azonban figyelembe<br />
kell venni, hogy abból bárium akkumulálódhat a növények föld feletti szerveiben.<br />
2. táblázat Napraforgó gyökerének és hajtásának elemösszetétele a fitostabilizációs kísérlet<br />
befejezésekor (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2009)<br />
Ba Cd Cr Cu Ni Pb Zn<br />
Napraforgó gyökér (mg/kg)<br />
GYBSZT (1) 20,1 51,2 1,69 161 6,62 55,9 1514<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
32,6* 18,5* 2,39* 94,2* 1,89* 30,4* 1026*<br />
Napraforgó hajtás (mg/kg)<br />
GYBSZT (1) 3,88 10,3 25,5 1,74 1126<br />
1+5% (m/m)<br />
Barna – Simon – Tóth – Koncz –Anton<br />
2. ábra A víztisztításból származó vas-mangán csapadékkal kezelt szennyezett talajon nevelt<br />
napraforgó mikroanatómiai felépítése (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2009)<br />
A 3. táblázatban szemléltetjük a víztisztításból származó vas-mangán csapadék hatását<br />
a napraforgó szár fontosabb mikroanatómiai paramétereire.<br />
3. táblázat Napraforgó szárának mikroanatómiai jellemzıi az elsı fitostabilizációs kísérlet<br />
befejezésekor (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2009)<br />
Elsıdleges Másodlagos<br />
Elsıdleges<br />
Kollenchima<br />
nyalábok nyalábok<br />
kéreg<br />
vastagsága<br />
mérete mérete<br />
vastagsága<br />
(µm)<br />
(µm) (µm)<br />
(µm)<br />
GYBSZT (1) 295 (12,9) 148 (17,1) 57,5 (9,57) 195 (12,9)<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
555*(12,9) 360* (14,1) 122* (12,6) 358* (17,1)<br />
Kollenchim<br />
Másodlagos<br />
Szárkeresztmetszelábok<br />
száma<br />
Elsıdleges nya-<br />
a sorok<br />
nyalábok<br />
száma<br />
száma<br />
(mm)<br />
(db)<br />
(db)<br />
(db)<br />
GYBSZT (1) 3,75 (0,65) 3,50 (0,58) 15,8 (0,50) 13,8 (0,50)<br />
1+5% (m/m)<br />
víztiszt. csapadék<br />
6,00* (0,41) 6,25* (0,50) 17,5* (0,58) 16,3* (0,50)<br />
GYBSZT: Gyöngyösorosziból származó bányameddıvel szennyezett talaj.<br />
*: statisztikai szignifikáns P
Köszönetnyilvánítás<br />
Nehézfémmel szennyezett talaj víztisztításából származó vas-mangán ...<br />
Kutatásainkat a Nyíregyházi Fıiskola Tudományos Tanácsa 2009-ben kiemelten támogatta.<br />
Köszönjük dr. Darvasiné Tasi Valéria (Nyíregyházi Fıiskola) értékes közremőködését<br />
a minták elıkészítésében.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BERTI, W. R., CUNNINGHAM, S. C., COOPER, E. M. (1998). Case studies in the field – in-place<br />
inactivation and phytorestoration of Pb-containated sites. In VANGRONSVELD, J.,<br />
CUNNINGHAM, S.C. (eds.) Metal Contaminated Soils: In Situ Inactivation and<br />
Phytorestoration. Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, 235-248.<br />
BERTI, W. R., CUNNINGHAM, S. C. (2000). Phytostabilization of metals. In RASKIN, I., ENSLEY.<br />
B.D. (eds) Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean up the environment. John<br />
Wiley and Sons, Inc. New York, 71-88.<br />
FEIGL, V., ATKÁRI, Á., ANTON, A., GRUIZ, K. (2007). Chemical stabilisation combined with<br />
phytostabilisation applied to mine waste contaminated soils in Hungary. Adv. Mater. Res.,<br />
20-21, 315-318.<br />
FODOR, F. (2003). Ólom- és kadmiumstressz növényekben. Bot. Közlem., 90, 107-120.<br />
LAKANEN, E., ERVIÖ, R. (1971). A comparison of eight extractants for determination of plant<br />
available micronutrients in soil. Acta Agron. Fenn., 123, 223-232.<br />
MÁTHÉNÉ GÁSPÁR, G., ANTON, A. (2004). Toxikuselem-szennyezıdés káros hatásainak mérséklése<br />
fitoremediációval. Agrokémia és Talajtan, 53, 413-432.<br />
SIMON, L. (szerk.) (1999). Talajszennyezıdés, talajtisztítás. Környezetügyi Mőszaki Gazdasági<br />
Tájékoztató, 5. kötet, Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest.<br />
SIMON, L. (2005). Stabilization of metals in acidic mine spoil with amendments and red fescue<br />
(Festuca rubra L.) growth. Environmental Geochemistry and Health, 27, 289-300.<br />
SIMON, L., BARNA, S., KONCZ, J. (2009). Heavy metal stress reduction in sunflower by<br />
biocompost application to contaminated soil. Cereal Research Communications, 37 (Suppl.),<br />
679-682.<br />
SIMON, L., BARNA, S., KONCZ, J., ANTON, A. (2010). Stabilization of toxic element<br />
contaminated soil with water treatment sludge. Fresenius Environmental Bulletin, 19 (8b),<br />
1774-1783.<br />
THEODORATOS, P., MOIROU, A., XENIDIS, A., PASPALIARIS, I. (2000). The use of municipal<br />
sewage sludge for the stabilization of soil contaminated by mining activites. Journal of<br />
Hazardous Materials, B77, 177-191.<br />
UZINGER, N., ANTON, A. (2008). Chemical stabilization of heavy metals on contaminated soils<br />
by lignite. Cereal Research Communication, 36, 1911-1914.<br />
329
330
TALAJOK FOLYADÉKVEZETİ KÉPESSÉGÉNEK<br />
ÖSSZEHASONLÍTÓ VIZSGÁLATA VIZES ÉS NEM<br />
VIZES RENDSZEREKBEN<br />
Dunai Attila, Makó András<br />
Pannon Egyetem, Georgikon Kar, Növénytermesztéstani és <strong>Talajtani</strong> Tanszék, Keszthely<br />
e-mail: dunai102@enternet.hu<br />
Összefoglalás<br />
A talajok szerves folyadékvezetı-képesség értéke alapvetıen meghatározza a talajok szerves<br />
folyadék-szennyezıdéseinek mozgását, terjedését. A gyakorlatban általánosan használt terjedési<br />
modellek általában nem a ténylegesen mért szerves folyadékvezetı-képesség értékeket használják,<br />
hanem vagy a vízvezetı képességbıl becslik a szerves folyadékvezetı képességet – a<br />
folyadékpár eltérı sőrőség és viszkozitás adatainak felhasználásával (Kozeny-Carman-egyenlet)<br />
– vagy magát a vízvezetı képességet is becslik különféle pedotranszfer függvények alkalmazásával.<br />
A Kozeny-Carman egyenlet alapvetı problémája, hogy ideális porózus közeget feltételez.<br />
Ugyanakkor a vízvezetı képesség alapján történı szerves folyadékvezetı-képesség becslés<br />
annál pontatlanabb, minél inkább különbözik a vizsgált talaj az ideális porózus közegnek tekinthetı<br />
homoktalajtól.<br />
Vizsgálataink során az OMTK talajok heterogén talajminta-anyagán végeztünk víz- és szerves<br />
folyadékvezetı-képesség méréseket. Statisztikai módszerekkel értékeltük az egyes talajparaméterek<br />
hatását a folyadékvezetı-képességre vizes és nem vizes rendszerekben.<br />
Summary<br />
The soil organic liquid conductivity is fundamentally determines the movement and the spread<br />
of the soil’s organic liquid pollutions. The models, which are used in the practice usually don’t<br />
use the really measured organic liquid conductivity values. These models estimate the values<br />
from the hydraulic conductivity (using the different density and viscosity data of the liquid pairs<br />
- Kozeny-Carman equation), or they estimate the hydraulic conductivity itself used by different<br />
pedotransfer funtions. The Kozeny-Carman’s equation has a fundamentally problem: it<br />
supposes ideal porous medium. At the same time the estimation of the liquid organic<br />
conductivity based on the hydraulic conductivity is so much the more incorrect, the rather differ<br />
the examined soil from the ideal porous medium (sandy soils).<br />
During our examinations we performed organic liquid conductivity measurements on the<br />
heterogenous samples made from the OMTK-soils. We evaluated with statistical methods the<br />
effect of the certain soil parameters to the fluid conductivity in aqueous and non-aqueous systems.<br />
Bevezetés<br />
A talajba került szénhidrogén szennyezések nagy része az ún. nem vizes fázisú folyadékok<br />
(NAPL: nonaqueous phase liquids) csoportjába tartozik. A kifejezést gyakran<br />
használják a finomítatlan kıolajtermékek (mint például a nyersolaj) és finomított termékek<br />
meghatározására is.<br />
A nem vizes fázisú szerves folyadékok (NAPLs: nonaqueous phase organic liquids)<br />
nagy agyagtartalmú talajok folyadékvezetı képességére kifejtett hatását többen is<br />
tanulmányozták (AMOOZEGAR et al., 1986; SCHRAMM, 1986; BROWN, THOMAS, 1987;<br />
331
Dunai – Makó<br />
GERSTL et al., 1994; GRABER, 1994; JARSO et al., 1997). Számos labormérés eredménye<br />
azt mutatta, hogy a talajok folyadékvezetı képessége rendszerint a különbözı szilárd<br />
- folyadék fázis kölcsönhatásoknak a függvénye.<br />
A legtöbb NAPL dielektromos állandójának értéke kisebb, mint a víz dielektromos<br />
állandója. Így a részecskék közötti térbe bejutó NAPL kiszorítja a vizet és az ionokat<br />
ebbıl a térbıl, és mindeközben nagy valószínőséggel a szomszédos részecskék közötti<br />
szigetelı anyagként viselkedik. Az ionhiány és a szigetelı hatás együttes eredményeként<br />
a részecskék közötti tér mérete jelentısen csökken, aminek eredményeként repedések<br />
és törések keletkeznek, melyek elfoglalják azt a teret, mely teret korábban a szilárd<br />
alkotórészek foglaltak el. Ezek az újonnan keletkezett makropórusok nagyobb<br />
áramlási csatornákat nyitnak NAPL-k számára, és egyben okozzák a jelentıs mértékő<br />
folyadékvezetı képesség-érték növekedést.<br />
Egy másik magyarázat szerint a NAPL-ek hatással vannak a részecskék felületén kialakuló<br />
diffúz kettıs rétegre. Ezen kettıs réteg vastagságának csökkenése az anyag zsugorodásához,<br />
végsı soron pedig a folyadékvezetı képesség nagymértékő emelkedéséhez vezet.<br />
A fentebb tárgyalt fizikai folyamatok reverzibilisek; ha víz jut vissza a részecskék<br />
közötti térbe, lecserélheti a NAPL-t, és a folyadékvezetı képesség ennek eredményeként<br />
újra csökkenni fog. A részecskék közötti térben a NAPL-k által okozott változások<br />
nagyon különbözıek lehetnek olyan kötött talajokon, melyek nagy mennyiségő<br />
kötıanyagot tartalmaznak. Ilyen anyagok például a vas- és alumínium-hidroxidok.<br />
Az agyag duzzadása és zsugorodása és/vagy az olyan lehetséges talajszerkezetváltozások,<br />
melyek kapcsolatban állnak a NAPL-ekkel és más, hasonló folyadékokkal,<br />
fontos szerepet játszhatnak a NAPL-k felszín alatti terjedésében. A mért és becsült<br />
transzport-paraméterek jelentısen eltérhetnek a valódi talajokban, annak eredményeként,<br />
hogy a különbözı szimulációs modellekben használt relatív áteresztıképesség-értékek<br />
becslése gyakran nem kielégítı. Nagy agyagtartalmú talajok esetében ezért nem használható<br />
az a széles körben elterjedt becslési eljárás, melyben a szervesfolyadékvezetıképességet<br />
a vízvezetı képességbıl (hidraulikus vezetıképesség) becslik. Ezen<br />
becslı eljárásban a számításhoz felhasználják a folyadékpárok eltérı viszkozitási és fajlagos<br />
tömeg értékeit, miközben feltételezik, hogy a talaj (a porózus közeg) és a folyadék<br />
fázis(ok) között nem játszódik le semmilyen fizikai-kémiai, kémiai kölcsönhatás ("ideális<br />
porózus közeg") (Kozeny-Carman egyenlet; KOZENY, 1927; CARMAN, 1956):<br />
332<br />
K so = K sw . (µ w . ρ o ) / (µ o . ρ w )<br />
(ahol: K so : szerves folyadékvezetı képesség; K sw : hidraulikus vezetıképesség; µ w és µ o : a<br />
víz és a szerves folyadék viszkozitása; ρ w és ρ o : a víz és a szerves folyadék fajlagos tömege).<br />
A szerves folyadékvezetı képesség becslések hibáját eredményezı folyadék fázis -<br />
szilárd fázis kölcsönhatások megnyilvánulása a talajok duzzadása vagy zsugorodása is.<br />
A folyadéktelítés és a folyadékvezetı képesség mérés közben a víz és a szerves folyadékok<br />
hatására eltérı mértékben duzzadnak a talajminták, különbözı mértékben változik<br />
a talajok differenciált porozitása (pórusméret eloszlása), a pórusméretek pedig<br />
meghatározzák a folyadékvezetı képesség mértékét.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Folyadékvezetı-képesség méréseinkhez egymástól jelentısen eltérı, jellemzı hazai<br />
talajszelvényeket választottunk ki és mintáztunk meg genetikai szintenként. A kísérleti<br />
eredmények szélesebb körő kiterjeszthetıségének érdekében különféle agyagásvány
Talajok folyadékvezetı képességének összehasonlító vizsgálata...<br />
minıségő, porozitású, agyag-, humusz- és mésztartalmú talajokat vontunk be a vizsgálatokba.<br />
A talajminták az Országos Mőtrágyázási Tartamkísérletek (OMTK) hálózatában<br />
megtalálható 9 különbözı helyszínrıl származtak. A mintavétel során bolygatott<br />
talajmintákat győjtöttünk. (41 db minta; 1. ábra).<br />
1.ábra A minták származási helyei (OMTK-kísérletek)<br />
2. ábra. A folyadékvezetı képesség mérésére szolgáló berendezés<br />
A folyadékvezetı képesség méréseket mesterséges talajoszlopokon (~100 cm 3 )<br />
desztillált vízzel, és egy aromás komponenseket nem tartalmazó apoláros szerves modellfolyadékkal<br />
(Dunasol 180/220; 1. táblázat), a csökkenı folyadéknyomás módszerével<br />
(falling head method; MSZ-08-0205:1978; 2. ábra) végeztük. Talajoszloponként<br />
kilenc mérést végeztünk (három mérésismétlés, három különbözı magasságban) három<br />
ismétlésben.<br />
333
Dunai – Makó<br />
1. táblázat A kísérletekben használt DUNASOL 180/220 tulajdonságai<br />
Forráspont ºC 179/217<br />
Sőrőség (20°C) (g m-3) 0,775 0,775<br />
Viszkozitás (20°C) (g cm-3) 1,91<br />
Aromás alkotók (mm-1 %) 0<br />
Cikloalkánok (%) 60,1<br />
Cikloalkánok (%)<br />
1győrő 25,1<br />
2győrő 12<br />
3győrő 2,1<br />
4győrő 0,5<br />
Határfelületi feszültség (folyadék/levegı) (20°C) (N cm-1) 25<br />
Határfelületi feszültség (olaj/víz) (20°C) (N cm-1) 45,9<br />
Statisztikai módszerekkel vizsgáltuk a különbözı talajparamétereknek a hidraulikus<br />
és szerves folyadékvezetı képességre gyakorolt hatását. Ehhez a a lineáris<br />
regresszióanalízis alkalmazásakor a Campbell-féle függvény (CAMPBELL, 1985)<br />
linearizált változatát használtuk (SPSS 13.01/Backward elimináció).<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A 2. és 3. táblázatban a víz- és olajvezetı képesség egyéb vizsgált talajparaméterektıl<br />
való függését mutatjuk be. Az egyenletekbıl kitőnik, hogy a talajok hidraulikus<br />
vezetıképességét a talajok agyag-, por-, humusz-, mész-, összsó- és Na 2 CO 3 -<br />
tartalma, valamint az összporozitás és a pH egyaránt befolyásolja. Az olajvezetı<br />
képesség esetében a pH értéken kívül ugyanezek a paraméterek a meghatározóak.<br />
Szembetőnı ugyanakkor, hogy a poláros víz esetében a kapcsolat mértéke kevésbé<br />
szoros, mint az apoláros olaj esetében. Ennek magyarázata vélhetıen az, hogy az<br />
átáramló szerves folyadék fázis nem okoz duzzadást, illetve szerkezeti változásokat<br />
a talajban, szemben a vízzel.<br />
A 3. és 4. ábrán grafikusan is ábrázoltuk a hidraulikus és olajvezetı képesség talajparaméterektıl<br />
való függését.<br />
2. táblázat Talajok vízvezetı képességének kapcsolata a talajtulajdonságokkal<br />
Regressziós egyenlet<br />
y: lnK a (m/s)<br />
x 1 : (agyag) (%); x 2 : humusz (%)<br />
x 3 :ln( összporozitás) (%) x 4 : mész (%) x 5 : por (%)<br />
x 6 : pH (dv) x 7 : összsó (%) x 8 : Na 2 CO 3 (%)<br />
R 2<br />
n<br />
y = 0,035 . x 1 -0,386 . x 2 4,688 . x 3 -0,022 . x 4 -0,055 . x 5 0,407<br />
. x 6 -24,650 . x 7 -2,890 . x 8 -33,010<br />
0.48 1457<br />
334
Talajok folyadékvezetı képességének összehasonlító vizsgálata...<br />
3. táblázat Talajok olajvezetı képességének kapcsolata a talajtulajdonságokkal<br />
Regressziós egyenlet<br />
y: lnK a (m/s)<br />
x 1 : (agyag) (%); x 2 : humusz (%)<br />
x 3 : ln(összporozitás) (%) x 4 : mész (%) x 5 : por (%)<br />
x 6 : Na 2 CO 3 (%) x 7 : összsó (%)<br />
R 2<br />
n<br />
y = 0,086 . x 1 -0,220 . x 2 1,629 . x 3 -0,015 . x 4 -0,046 . x 5 -<br />
9,721 . x 6 -6,838 . x 7 – 18,305<br />
0.83 1457<br />
3. ábra A lineáris regresszióval végzett becslés és<br />
a mérés eredményeinek összehasonlítása víz esetén<br />
4. ábra A lineáris regresszióval végzett becslés és<br />
a mérés eredményeinek összehasonlítása olaj esetén<br />
335
Dunai – Makó<br />
5. ábra Az azonos talajmintákon mért folyadékvezetı képesség értékek kapcsolata<br />
Az 5. ábrán szemléltetjük az ugyanazon mintákon mért hidraulikus vezetıképesség<br />
és olajvezetı képesség értékek kapcsolatát. Az ábrán jól látható, hogy a kétféle folyadékkal<br />
mérhetı vezetıképesség értékek között nem tapasztalható szignifikáns (R 2 =<br />
0,09) lineáris összefüggés. Ez is azt a megállapításunkat támasztja alá, hogy a Kozeny-<br />
Carman egyenlettel (és az azokban felhasznált hidraulikus vezetıképesség-értékekkel)<br />
nem becsülhetı megfelelıen a talajok szervesfolyadék-vezetıképessége.<br />
Méréseink során megállapítottuk továbbá, hogy az egyes mérésismétlések között is<br />
adódtak kisebb mértékő különbségek. A sorozatos felöntés hatására ugyanis a vizes<br />
méréseknél a változó víznyomás mellett duzzadás lépett fel egyes mintáknál, emiatt az<br />
ismétléseknél kismértékő, de folyamatos vezetıképesség-érték csökkenés volt tapasztalható.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
Vizsgálatainkat azzal a céllal indítottuk el, hogy a különbözı szénhidrogénszennyezık<br />
terjedésének modellezésekor napjainkban is széleskörően használt, ám<br />
mégis kevéssé hatékony becslı eljárások helyett egy új, sokkal pontosabb, gyorsabb,<br />
és költséghatékonyabb becslı eljárást dolgozzunk ki. Vizsgáltuk az olajvezetı képesség-értékek<br />
lehetséges becslési módszerei közül a Kozeny-Carman egyenlettel történı<br />
becslést, a hidraulikus vezetıképesség-értékek felhasználásával. Megállapítottuk,<br />
hogy a hidraulikus vezetıképességbıl történı becslés a legtöbb talaj esetében nem<br />
alkalmas az olajvezetı képesség becslésére. Statisztikai vizsgálataink eredményei<br />
szerint a hidraulikus és olajvezetı képességet a mért egyéb talajparaméterek közül<br />
szinte valamennyi befolyásolja, bár különbözı mértékben. További megfigyelésünk,<br />
hogy víz esetében az egyes mérésismétlések között is megállapítható egy kismértékő<br />
vezetıképesség érték-csökkenés, mely a mintaanyag duzzadásával és egyéb szerkezeti<br />
átalakulásokkal jól magyarázható.<br />
336
Köszönetnyilvánítás<br />
Talajok folyadékvezetı képességének összehasonlító vizsgálata...<br />
TÁMOP-4.2.1/B-09/1/KONV-2010-0003<br />
Mobilitás és környezet: Jármőipari, energetikai és környezeti kutatások a Közép- és<br />
Nyugat-Dunántúli Régióban<br />
A projekt a <strong>Magyar</strong> Állam és az Európai Unió támogatásával, az Európai Szociális<br />
Alap társfinanszírozásával valósul meg.<br />
Irodalomjegyzék<br />
AMOOZEGAR, A., WARRICK, A. W., FULLER, W. H. (1986). Movement of selected organic liquids<br />
into dry soils. Haz. Mat. Haz. Waste, 3, 29-41 p.<br />
BROWN, K. W., THOMAS, J. C. (1987). A mechanism by which organic liquids increase the hydraulic<br />
conductivity of compacted clay minerals. Soil Sci. Soc. Am. J., 51, 1451-1459.<br />
CAMPBELL, G.S. (1985). Soil physics with basic. Development in soil science, 14, Elsevier,<br />
Amsterdam.<br />
CARMAN, P. C. (1956). Flow of gases through porous media. Academic Press, New York.<br />
GERSTL, Z., GALIN, T.S., YARON, B. (1994). Mass flow of volatile organic liquid mixture in<br />
soils. J. Environ. Qual., 23, 487-493.<br />
GRABER, E. R., MINGERLIN, U. (1994). Clay swelling and regular solution theory. Environ. Sci.<br />
Technol., 28, 2360-2365.<br />
JARSO, J., DESTOUNI, G., YARON, B. (1997). On the relation between viscosity and hydraulic<br />
conductivity values for volatile organic liquid mixtures in soils. J. Contam. Hydrol., 25, 113-<br />
127.<br />
KOZENY, J. (1927). Über kapillare Leitung des Wassers im Boden. Wiener Akademie<br />
Wissenschaft, 136, 271.<br />
MAKÓ, A. (1995a). Szerves folyadékokkal telített talajok hidraulikus vezetıképessége. I. Öszszehasonlító<br />
vizsgálatok. Agrokémia és Talajtan, 44, 181-202.<br />
MAKÓ, A. (1995b). Szerves folyadékokkal telített talajok hidraulikus vezetıképessége. II. A<br />
becslés lehetıségei. Agrokémia és Talajtan, 44, 203-220.<br />
MAKÓ, A. (1995c). A talaj szilárd fázisa és a szerves folyadékok kölcsönhatásai. Kandidátusi<br />
értekezés, Keszthely<br />
MAKÓ A. (1998). Hydraulic conductivity of differently structured soils permeated with NAPLs.<br />
Fourth International Symposium and Exhibition on Environmental Contamination in Central<br />
and Eastern Europe. September 15-17, 1998, Warsaw, Poland.<br />
MAKÓ A. (2000). The NAPL conductivity of undisturbed soil samples originated from characteristic<br />
Hungarian soils. Fifth International Symposium and Exhibition on Environmental<br />
Contamination in Central and Eastern Europe. September 12-14, 2000, Prague, Czech Republic.<br />
SCHRAMM, M., WARRICK, A. W., FULLER, W. H. (1986). Permeability of soils to four organic<br />
liquids and water. Haz. Mat. Haz. Waste, 3, 21-27.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1972). A magyar Alföld szikes talajainak hidraulikus vezetıképessége. Agrokémia<br />
és Talajtan, 21, 57-88.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1973). Berendezés bolygatatlan szerkezető talajoszlopok hidraulikus vezetıképességének<br />
meghatározására. Agrokémia és Talajtan, 22, 23-28.<br />
VÁRALLYAY, GY. (1976). Flow of solutions in heavy-textured salt affected soils. Proc. Symp.<br />
Water in Heavy Soils, Bratislava, 8-10 Sept. 1976, Vol. II., 70-80.<br />
VÁRALLYAY, GY., MIRONENKO, E.V. (1979). Soil-water relationships in saline and alkali<br />
conditions. In KOVDA, V. A., SZABOLCS, I. (Eds.) Modelling of soil Salinization and<br />
Alkalization. Agrokémia és Talajtan, 28, Suppl., 33-82.<br />
337
338
MEZİGAZDASÁGILAG HASZNOSÍTOTT<br />
KISVÍZGYŐJTİK TALAJERÓZIÓHOZ KÖTİDİ<br />
ELEMDINAMIKÁJA<br />
Farsang Andrea 1 , Kitka Gergely 2 , Barta Károly 1<br />
1 SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai Tanszék, Szeged<br />
2 Alsó-Tisza-vidéki Környezetvédelmi, Természetvédelmi és Vízügyi Felügyelıség, Szeged<br />
e-mail: farsang@geo.u-szeged.hu<br />
Összefoglalás<br />
Kutatásaink középpontjában csernozjom területeink vízerózió által okozott tápanyagveszteségének,<br />
illetve felhalmozódásának számszerősítése áll. Parcella szintő eróziós mérési eredményeink<br />
és vízgyőjtı szintő talajtani adatok alapján elkészítettük a mintaterületként kiválasztott<br />
velencei-hegységi Cibulka-patak vízgyőjtıjének (14 km 2 ) tápanyag- és elemtartalom-térképét,<br />
valamint kiszámoltuk az erózióval mozgatott szedimentben történı elem- és<br />
tápanyagfeldúsulást. Az Erosion 2D/3D talajeróziós modell segítségével a teljes vízgyőjtıre,<br />
több csapadékeseményre modelleztük a talajerózió mértékét. A koncentrációtérképek, az eróziós<br />
térkép és a feldúsulási faktorok szorzataként minden egyes elemre, illetve tápanyagra elkészítettük<br />
a vízgyőjtı tápanyag- és elemveszteség/-áthalmozás térképét.<br />
Eredményeink közül kiemelnénk, hogy a nikkel és a foszfor több mint kétszeresére dúsult a<br />
mozgó üledékben, míg az ólom és a króm esetében feldúsulást alig tapasztaltunk. Cikkünkben<br />
bemutatunk egy csapadékeseményre elkészített foszformozgás-térképet, illetve közöljük a 2004-es<br />
évre kiszámított foszforveszteséget, mely 0,02-4,44 kg/ha között változott a vízgyőjtınkön.<br />
Abstract<br />
The investigation is focused to quantify the nutrient loss and accumulation caused by water erosion<br />
in Hungarian chernozem areas. The study area is found in the Velence Mountains where<br />
element and nutrient content maps were made to the Cibulka Catchment (14 km 2 ). Eroded soil<br />
was measured in small plots and enrichment ratios were calculated as quotient of nutrient and<br />
element content of sediment from erosion traps and of soils around traps. Soil erosion was modeled<br />
to the whole catchment for several rainfall events with help of Erosion 2D/3D model after its<br />
calibration. Nutrient and element loss maps were calculated for each element and nutrient as multiplication<br />
of erosion map, initial element/nutrient content map and enrichment ratio.<br />
The most important results show the different movement of element and nutrients e. g. there<br />
is no enrichment to lead and chromium but nickel and phosphorus can enrich more than twice in<br />
the moving sediment. The article shows phosphorus movement map for a rainfall event and<br />
phosphorus loss calculations for 2004 which varied between 0,02-4,44 kg/ha in the catchment.<br />
Bevezetés<br />
A talaj nyílt rendszer, melynek elemforgalmát számos tényezı befolyásolja. A mezıgazdaságilag<br />
mővelt területen a természetes és antropogén légköri és talajképzı kızet eredető<br />
forrásokon túl jelentıs elembevételi forrást jelent a mezıgazdasági mővelés eredményességét<br />
célzó tápanyag utánpótlás, valamint a különbözı növényvédı szerek alkalmazása,<br />
szennyvíziszap, illetve más nem veszélyes hulladék termıterületre történı kihelyezése.<br />
A tápanyag tıke csökkenése elsısorban a termesztett növények tápanyag kivétele,<br />
valamint a kilúgozási folyamatok révén következik be. Az intenzív talajmővelésnek és<br />
339
Farsang – Kitka – Barta<br />
nem megfelelı agrotechnikának köszönhetıen azonban a talajok makro- és mikroelem<br />
mérlegében egyre jelentısebb komponens a horizontális elmozdulás. Ez a lejtıs területeken<br />
az erózióval, míg síksági területeken a kora tavaszi növényborítás-mentes idıszakban<br />
a defláció általi elhordással történik (FARSANG, BARTA, 2005; JAKAB et al., 2010).<br />
A talajban különbözı szerves és szervetlen formában kötött, valamint adszorbeált<br />
állapotban és a talajoldatban levı makro- és mikroelem formák egymással dinamikus<br />
egyensúlyban vannak (SZABÓ, 2000). A talajban levı összeselem-tartalomnak csupán<br />
tört része található a talajoldatban, valamivel nagyobb része adszorbeált állapotban van<br />
jelen. Ezen tápelem, illetve esetenként toxikus elemkészlet a kötıdés formájától függıen<br />
idıvel mozgékonnyá válhat, a talajoldatba kerülhet. A mobilizálódott elemhányad<br />
az adott talaj elemkészletébıl könnyen kikerülhet, mely bizonyos esetekben negatív,<br />
más esetekben pozitív hatásként értékelhetı talajvédelmi, illetve környezeti szempontból.<br />
Negatív például abban az esetben, ha a mobilis elemkészlet felszíni lefolyással<br />
vagy erózióval távozik az adott mezıgazdasági területrıl (1. táblázat), hiszen az erodálódott<br />
területen tápanyagvesztést, az akkumulációs térszíneken pedig szükségtelen<br />
tápanyag felhalmozódást, a felszíni vizekbe kerülve eutrofizációt okoz<br />
(ISRINGHAUSEN, 1997; KURON, 1953; SISÁK, MÁTÉ, 1993).<br />
340<br />
1. táblázat Különbözı szerzık által mért foszforveszteségek<br />
Ország Összes P (kg/ha/év) Oldható P (kg/ha/év) Szerzı<br />
a) Dánia 0,23-0,34 - Kronvang et al. 1997<br />
a) Dánia - 0,08 Graesboll et al. 1994<br />
b) Finnország 0,9-1,8 - Rekolainen 1989<br />
c) Németország 0,5-10 - Duttmann, 1999<br />
d) Svédország 0,01-0,6 0,01-0,3 SEPA Report, 1997<br />
e) Norvégia 0,7-1,4 - Ulén et al. 2000<br />
A 20-21. században tapasztalható intenzív talajhasználat a mezıgazdasági mővelés<br />
alatt álló talajaink erıteljes degradálódását, terhelését vonja maga után. <strong>Magyar</strong>ország<br />
mezıgazdasági területének 35,3 %-a erodált valamilyen mértékben (8,5%-a erısen,<br />
13,6%-a közepesen, 13,2 %-a gyengén erodált). Ez nem csak a tápanyagban gazdag<br />
feltalaj fizikai csonkolódását jelenti az érintett területeken, hanem az elmozduló talajrészecskékhez<br />
kötötten, illetve oldott formában a makro- és mikroelem tartalom távozását<br />
is az érintett térrészekrıl. Becslések szerint hazánk lejtıs területeirıl a víz által<br />
lehordott humuszos feltalaj évi átlagban mintegy 80-110 millió m 3 , az ezáltal bekövetkezett<br />
anyagveszteség pedig mintegy 1,5 millió tonna szervesanyag, 0,2 millió tonna<br />
N, 0,1 millió tonna P 2 O 5 és 0,22 millió tonna K 2 O (VÁRALLYAY et al., 2005).<br />
Annak érdekében, hogy helyes intézkedéseket tegyünk a felszíni vizek tápanyagterhelésének<br />
csökkentésében, hogy ismerjük a szedimentációs területeken történı tápanyag<br />
felhalmozódás mértékét és helyét, majd ezen információkat beépíthessük a környezetkímélı<br />
tápanyag-gazdálkodási gyakorlatunkba, ismernünk kell a kiindulási területrıl<br />
érkezı elemveszteségek, áthalmozódás mértékét meghatározó folyamatokat. Ismernünk<br />
kell többek között a domborzati viszonyok, a talajtípus, a felszínborítottság stb.<br />
tápanyag-veszteséget befolyásoló szerepét, meg kell határozni e veszteség fı forrásait és<br />
útvonalait.
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz kötıdı elemdinamikája<br />
Jelen kutatás középpontjában <strong>Magyar</strong>ország legnagyobb gazdasági potenciállal rendelkezı<br />
csernozjom talajú területeinek vizsgálatát helyeztük abból a szempontból, hogy a<br />
vízerózió milyen tápanyagveszteséget, illetve felhalmozást okoz. Számszerősíteni kívántuk<br />
a víz általi erózióval mozgatott szedimentben történı tápanyag feldúsulását a kiindulási<br />
talajhoz képest. Parcella szintre kiterjedı terepi mérési eredményeink és a mért adatok<br />
alapján történı modell kalibrációt követıen nagyobb (néhány km 2 , kisvízgyőjtı)<br />
területre kiterjedı tápanyag veszteség/áthalmozás térképeket készítettünk.<br />
Mintaterület<br />
Vizsgálatainkat 1996-tól a mintegy 14 km 2 nagyságú Cibulka-patak vízgyőjtıjén, valamint<br />
az ezen vízgyőjtın (2. ábra) kialakított szántó és szılı területhasználatú tesztparcellákon<br />
végeztük. A vizsgált terület <strong>Magyar</strong>ország ÉNy-i részén, a Velencei-tó<br />
vízgyőjtıjén helyezkedik el. Éghajlata mérsékelten hővös-száraz. Az évi középhımérséklet<br />
9,5-9,8 0 C, a csapadékmennyiség 550-600 mm, melynek 50-55 %-a a nyári félévben<br />
hull, gyakran igen heves zivatarok formájában.<br />
A vízgyőjtıt kızettanilag, talajtanilag, és területhasználatilag nagy változatosság<br />
jellemzi. A talajképzı kızet a magasabb térszíneken gránit és andezit, míg a lejtıoldalakat<br />
lösz fedi. A gránit és andezit térszíneken a barna erdıtalaj és a földes kopár a<br />
jellemzı talajtípus. A lösszel borított térszíneken elsısorban erısen és közepesen erodált<br />
csernozjom talajokat találunk. Az alacsonyabb térszíneken kisebb foltokban jelenik<br />
meg a réti csernozjom, valamint az erózió bizonyítékaként a lejtıhordalék talaj.<br />
A vizsgált mintaparcellákon nagyüzemi szántóhasználat és szılıtermesztés folyik. A<br />
mintaparcellák (2. ábra) genetikus talajtípusa csernozjom talaj különbözı mértékben erodált<br />
változatai. Fizikai összetétele szerint vályog, agyagos vályog. A parcellák lejtıszöge<br />
átlagosan 4o-os, 1o és 6o között változik. A talaj kémhatása semleges, gyengén lúgos.<br />
Szervesanyag tartalma alacsony, a feltalaj humusz tartalma 0,8-2,1% között változik.<br />
Módszerek<br />
1-2. ábra A mintaterület és az üledékcsapdák elhelyezkedése<br />
A vízgyőjtı talajának mintázása 32 mintatér kijelölésével, átlagminta képzéssel (0-10<br />
cm) történt. A vizsgálatba vont talajtulajdonságok, illetve elemek az alábbiak: pH<br />
(H 2 O), fizikai féleség (
Farsang – Kitka – Barta<br />
összes és növény által felvehetı mikroelem (Zn, Cu, Cr, Ni, Pb) tartalom. A P 2 O 5 tartalom<br />
vizsgálata ammónium-laktát ecetsavas oldatával, a mikroelemek esetében királyvizes<br />
és Lakanen-Erviö feltárást követıen Perkin Elmer AAS (Atomic Absorption<br />
Spectrometer) 3110-es készülékkel történt (BUZÁS, 1988).<br />
A mintaparcellákon két lejtıszegmens esetében lejtıirányban mintegy 300 m hosszan<br />
25 m-enként üledékcsapdákat helyeztünk el (2. 4. ábrák). A vizsgálat célja a lejtık menti<br />
lemosódott üledék, és az üledékcsapdák környezetében győjtött talajminták (feltalaj átlagminta)<br />
makro- és mikroelem tartalmának, humusztartalmának és fizikai összetételének<br />
összehasonlítása, ún. feldúsulási faktor (FF) számolása (BOY, RAMOS, 2005). Az<br />
üledékcsapdákban felhalmozódó üledéket, illetve az üledékcsapda környéki feltalajt (0-5<br />
cm) az egyes csapadékeseményeket követıen megmintáztuk. A homogenizált átlagmintákból<br />
leiszapolható rész elemzését, szervesanyag vizsgálatot, valamint összes és<br />
Lakanen-Erviö oldható elemtartalom vizsgálatot végeztünk. Az erózióval mozgó üledékre<br />
jellemzı feldúsulási faktorokat (DUTTMANN, 1999) az alábbiak szerint számoltuk:<br />
FF elem = elemkoncentráció szedim. / elemkonc. talaj<br />
FF agyag = agyagtartalom szedim. / agyagtart. talaj<br />
FF Corg = szervesanyagtartalom szedim. / szervesanyagtartalom talaj.<br />
A talajveszteség modellezést megelızıen az eróziót befolyásoló bemeneti paramétereket<br />
méréssel határoztuk meg: nedvességtartalom, talajszerkezet, fizikai féleség,<br />
szervesanyag tartalom, talajtípus, területhasználat és a növényborítottság változása. A<br />
csapadékadatokat a mintaterületen elhelyezett csapadékmérı állomás szolgáltatta.<br />
A talajerózió (10x10 m-es pixelekre akkumuláció és talajveszteség, illetve nettó<br />
erózió) meghatározásához a Németországban kifejlesztett talajeróziót becslı modellt,<br />
az Erosion 2D/3D-t használtuk (SCHMIDT, 1996; SCHMIDT et al., 1999; MICHAEL,<br />
2000). A digitális domborzatmodellt, valamint a talajtani tulajdonságok (szemcseösszetétel,<br />
talajtípus, szervesanyag-tartalom stb.) és területhasználati térképeket ArcView<br />
(3.3) és ArcGIS (8) szoftverekkel készítettük. A statisztikai elemzésekhez az SPSS<br />
(11.0) for Windows statisztikai programcsomagot alkalmaztuk.<br />
Eredmények<br />
A területhasználat változásának hatása a feltalaj mikroelem forgalmára<br />
A szılımőveléső mintaparcellán a területhasználati váltás során bekövetkezı talajveszteség<br />
változásának meghatározásához az Erosion 2D szoftvert használtuk. A modell a<br />
lejtıvel párhuzamosan szimulálja egy csapadékesemény során bekövetkezı talajlehordást<br />
(3. ábra). Az így kapott eredmények összehasonlításából megállapíthatjuk, hogy<br />
az adott parcellán nıtt, vagy csökkent a talajlehordás veszélye.<br />
A mintaparcellán 1990 elıtt szántó területhasználat volt (a modellt ıszi búza hasznosításra<br />
futtattuk), ezután nagyüzemi szılıtermesztés kezdıdött. A mővelésváltáskor<br />
megváltoztak a feltalaj jellemzıi, a növényborítottsággal együtt a felszín érdessége, valamint<br />
erózióval szembeni ellenálló képessége. A vízgyőjtı 12 különbözı mőveléső parcelláján<br />
áprilistól októberig tartó havi gyakorisággal végzett növényborítottsági méréseink<br />
(%) azt mutatják, hogy a széles sortávolság és az alkalmazott szılımővelési eljárás<br />
következtében az érintett területeken a növényborítottság az év nagy részében a korábbi<br />
szántó mőveléshez képest felére csökkent, növelve ezzel a talaj- és tápanyag lemosódás<br />
342
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz kötıdı elemdinamikája<br />
veszélyét. Növeli az erózió kockázatát az is, hogy a vizsgált területeken rendszeres<br />
gyomirtási és talajlazítási munkákkal igyekeznek a talajfelszínt „gyommentesen” tartani.<br />
A talajjellemzıket 2004. májusban, illetve júniusban mértük. A modellt egy 2005.<br />
évi májusi csapadékeseményre (idıtartam: 1 óra, intenzitás: 19,3 mm/óra) futtattuk (3.<br />
ábra). A két csapadékesemény talajlehordási görbéjét összehasonlítva megállapítható,<br />
hogy a lejtıalak által indukált talajeróziós folyamatokat a területhasználat-váltás felerısítette,<br />
a kritikus pontokon jelentısen nıtt az éves talajveszteség. A lejtı középrészén<br />
található intenzív lepusztulási területen az ıszi búza termesztése alatt 0,4-0,5<br />
t/ha/év volt a jellemzı talajveszteségi érték. A területhasználat szılıre váltásával ez az<br />
érték e térrészen 1,2-1,3 t/ha/évre nıtt.<br />
3. ábra A tesztparcella eróziós és akkumulációs mutatói a lejtı (felsı ábra) mentén ıszi búza<br />
(középsı ábra) és nagyüzemi szılıtermesztés esetén (alsó ábra)<br />
Az elemtartalom feldúsulási tendenciájának vizsgálata a lejtı irányban mozgó üledékben<br />
Az erózióval mozgó elemek viselkedésének feltárásához üledékcsapdákat helyeztünk<br />
el a vizsgált terület két különbözı területhasználatú parcelláján (szılı, szántó), mintegy<br />
250-300 m hosszú lejtıszegmensén 20-25 m-enként (4. ábra). Az erózióval mozgó<br />
üledékben dúsuló agyagfrakció és elemtartalom meghatározására feldúsulási faktorokat<br />
(FF) számoltunk. Az üledékcsapdák ürítését és a környezı területek feltalajának átlag<br />
mintázását 2004-2006 közötti három évben összesen öt erozív csapadékeseményhez<br />
kapcsolódóan végeztük (2. táblázat).<br />
A mérési eredményeink alapján megállapítható, hogy az adott talajtípus és lejtıviszonyok<br />
mellett az erózióval mozgatott üledékben a helyben található talajtípushoz<br />
képest az elemfeldúsulást a területhasználat is befolyásolja (3. táblázat). Minden vizsgált<br />
komponens esetében a szılı területen mozgó üledékben tapasztaltunk magasabb<br />
feldúsulási értékeket. A szılı területre átlagosan FF=1,08-szoros agyagfeldúsulás és<br />
FF=1,75-szoros szervesanyag feldúsulás jellemzı.<br />
343
Farsang – Kitka – Barta<br />
344<br />
4. ábra Az üledékcsapdák elhelyezkedése a szılı és a szántó mintaparcellán<br />
2. táblázat A vizsgálatba vont erozív csapadékesemények jellemzıi<br />
* I 30 : maximális 30 perces intenzitás<br />
Dátum Idıtartam Összes Csapadékintenzitás (mm/h)<br />
(min) csapadék Átlag Maximum I 30 *<br />
2004. jún. 6. 60 8,9 mm 8,9 16,8 9,5<br />
2004. jún. 24. 180 18 mm 6 31,2 28,6<br />
2005. máj. 18. 100 17,3 mm 10,38 55,2 n.d.<br />
2005. júl. 11. 120 25,3 mm 12,65 45 37,8<br />
2005. júl. 20. 100 10,7 mm 6,42 36 18<br />
A mikroelemek közül leginkább a Ni (FF=2,04), Zn (FF=1,2), Co (FF=1,2) és a Cu<br />
(FF=1,2) dúsul az erózióval mozgó üledékben. Az Pb (FF=1,1) és a Cr (FF=1,03) az<br />
üledékcsapdák anyagában a környezı feltalajjal „azonos” koncentrációban van jelen. A<br />
szántó mintaterület üledékcsapdái esetében a vizsgált mikroelemek esetében nem tapasztaltunk<br />
feldúsulást. Az agyagfrakció 1,2-szerese, míg a szervesanyag tartalom 1,7-<br />
szerese az üledékben a helyben maradó talajéhoz képest. A szántón feltehetıen a mőtrágyázás<br />
következtében az ortofoszfát jelentısen dúsul a mozgó szedimentben, a feldúsulási<br />
faktor 2,05. Egyváltozós t próbával teszteltük, hogy a feldúsulási faktorokból<br />
számított átlag értékek szignifikánsan (95%-os szignifikancia szinten) eltérnek-e 1-tıl.<br />
Megállapítottuk, hogy szılı esetében a Co kivétel minden elem feldúsulási faktora<br />
szignifikánsan nagyobb, mint 1. A szántón tapasztalt feldúsulási faktorok esetében<br />
azonban a Cu, Ni, Cr, Pb elemek tekintetében az átlagok 1-tıl való eltérése a t próba<br />
szerint nem szignifikáns.<br />
Az erózióval mozgó szedimentben mért szervesanyag tartalom, leiszapolható rész<br />
és elemtartalom összefüggéseit korrelációs számításokkal vizsgálva megállapítható,<br />
hogy a Cu, Zn és az AL-P 2 O 5 a talaj szervesanyagával együtt, míg a Ni a talaj agyag<br />
kolloidjaihoz abszorbeálva mozdul el. A többi vizsgált elem (Pb, Co, Cr) nem mutat<br />
szignifikáns különbséget a környezı feltalaj mikroelem-tartalmához képest (4. táblázat)<br />
(FARSANG, M.TÓTH, 2003).
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz kötıdı elemdinamikája<br />
3. táblázat Az összes elemtartalom (ppm), humusz % és leiszapolható rész (%) feldúsulási<br />
faktorainak (FF) alakulása a szılı és szántó parcellán<br />
Cu Ni Pb Zn Cr Co agyag Corg P 2 O 5<br />
a) össz. átlag 1,09 1,66 0,96 1,12 1,03 1,08 1,23 1,76 1,91<br />
b) szılı átlag 1,18 2,04 1,15 1,19 1,03 1,22 1,23 1,75 1,77<br />
c) szántó átlag 0,99 0,81 0,77 1,05 1,02 0,95 1,22 1,76 2,05<br />
4. táblázat Az erózióval mozgó szedimentben mért vizsgálati paraméterek korrelációs mátrixa<br />
(a): leiszapolható rész, (b): humusz, (c): P 2 O 5 ,<br />
*szignifikáns korreláció 0,01-es szignifikancia szinten.<br />
Cu Ni Pb Zn Cr Co (a) (b) (c)<br />
Cu 1<br />
Ni -0,207 1<br />
Pb -0,287 -0,071 1<br />
Zn 0,411* -0,417* 0,174 1<br />
Cr 0,133 0,407* -0,730* -0,224 1<br />
Co -0,284 0,035 0,902* 0,014 -0,675* 1<br />
(a) -0,313* 0,376* 0,181 -0,137 0,118 0,108 1<br />
(b) 0,404* -0,225 -0,297 0,413* 0,133 -0,484* -0,250 1<br />
(c) 0,415* -0,397* -0,268 0,522* 0,067 -0,477* -0,366* 0,783* 1<br />
A mobilis, könnyen oldható (Lakanen-Erviö feltárással oldatba vitt) elemtartalom feldúsulását<br />
az erózióval mozgó üledékben két eróziós esemény kapcsán vizsgáltuk (5.<br />
táblázat). A 2005. május 18-i csapadékesemény egy nagy intenzitású zivatar volt (idıtartam:<br />
100 perc, csapadékösszeg: 17 mm, maximális intenzitás: 55,2 mm/h). A 2006. április<br />
6-án történt mintavételezés pedig a márciusi hóolvadási erózió eseményét követte.<br />
A könnyen oldható elemtartalom feldúsulására az összes elemtartalomhoz hasonlóan<br />
megállapítható, hogy a szılı parcellán jellemzıen magasabbak a feldúsulási faktor<br />
értékei, mint a szántón (5. táblázat). A szılı parcellán a Zn, Cu, Cr és Ni feldúsulása a<br />
legjellemzıbb az elmozduló szedimentben (FF: 1,4-1,6). Az Pb és Co feldúsulása minimálisnak,<br />
1,1-nek adódott. A szántó parcellán a vizsgált eróziós események esetében<br />
nem figyelhetı meg a könnyen oldható tápanyag feldúsulása a mozgó szedimentben. A<br />
feldúsulási faktorokból számított átlagértékek 1-tıl való eltérését t próbával teszteltük.<br />
Megállapítottuk, hogy szılı esetében minden átlagérték szignifikánsan eltér 1-tıl<br />
(95%-os szignifikancia szinten), míg a szántón mért FF értékek esetében a leiszapolható<br />
rész és a Cr átlag értékek 1-tıl való eltérése nem szignifikáns.<br />
5. táblázat A növény által felvehetı elemtartalom (ppm), leiszapolható rész (%) (1) és humusz%<br />
(2) feldúsulási faktorai (FF) az erózióval mozgó üledékben (2005. május, 2006. március)<br />
2005. május Zn Pb Cu 1. Co Cr Ni 2.<br />
a) szılı átlag 1,54 1,11 1,64 0,80 1,12 1,65 1,46 1,67<br />
b) szılı szórás 0,75 0,17 0,94 0,18 0,44 1,70 0,71 0,66<br />
c) búza átlag 1,16 0,91 0,51 1,06 0,73 0,96 1,18 1,70<br />
d) búza szórás 0,19 0,16 0,07 0,37 0,31 0,39 0,47 2,94<br />
2006. március<br />
a) szılı átlag 1,45 0,89 1,19 1,18 1,13 1,10 1,26 1,20<br />
b) szılı szórás 0,83 0,27 0,56 0,35 0,56 0,37 0,46 0,26<br />
e) repce átlag 1,23 1,91 0,52 1,09 0,65 0,92 1,24 0,96<br />
f) repce szórás 0,17 2,33 0,08 0,25 0,28 0,37 0,56 0,26<br />
345
Farsang – Kitka – Barta<br />
Az elemelmozdulás modellezése kisvízgyőjtın<br />
Az Erosion3D modell futtatásához ArcView és ArcGIS programok segítségével a teljes<br />
vízgyőjtıre elkészítettük a szükséges digitális alaptérképeket: digitális domborzatmodell,<br />
területhasználat, felszínborítottság, érdesség, szemcseösszetétel, szervesanyag-tartalom,<br />
termıréteg-vastagság. Ezek alapján modelleztük a vízgyőjtıre pixelenként és csapadékeseményenként<br />
kg/m 2 -ben az eróziót, akkumulációt, illetve a kettı eredıjeként a nettó eróziót.<br />
2004-ben végzett eróziós vizsgálataink során két igen erozív csapadékeseményt regisztráltunk.<br />
E két esemény mindegyike igen jelentıs talaj- és tápanyagveszteséget<br />
okozott a vizsgált területen. Az EROSION 2D/3D validálását a 2005-ös, rendkívül<br />
csapadékos nyár két nagy zivatarának segítségével végeztük el. A vizsgált csapadékesemények<br />
alapadatain kívül az átlagos intenzitást, a maximális intenzitást és a félórás<br />
maximális intenzitást (I 30 ) tüntettük fel a 2. táblázatban.<br />
A vízgyőjtın két erózióveszélyes területrész körvonalazódott, az egyik a vízgyőjtı<br />
ÉNy-i részének nagy reliefő szántó területein (kukorica, ıszi búza), a másik pedig a<br />
mintavételi parcellával jellemzett intenzív szılımővelés alá vont területrészeken. Ezen<br />
térrészeken a nettó erózió 1-2 kg/m 2 között változik.<br />
Az erózióval mozgó makro- és mikroelem mennyiségének becslésére kidolgoztuk<br />
az egyes erozív csapadékeseményekhez tartozó tápanyag-elmozdulás térképek (mg/m 2 )<br />
elkészítésének módszertanát. Az így elkészült térképeket dinamikus tápanyag térképnek<br />
nevezhetjük (5. ábra).<br />
Az egy csapadékesemény hatására bekövetkezı elemelmozdulás-térképeket az<br />
alábbiak alapján készítettük:<br />
1. Kiindulási tápanyagtérképek elkészítése (mg/kg)<br />
2. Feldúsulási faktorok mérése, számítása<br />
3. Talajerózió modellezése a vízgyőjtıre (E2D/E3D) (kg/m 2 )<br />
4. A szedimenttel mozgó elemtartalom számítása:<br />
elemkoncentráció szedim (mg/kg) = FF elem * elemtartalom eredeti feltalaj<br />
5. Makro- és mikroelem veszteség/felhalmozódás (mg/m 2 ):<br />
talajerózió/-felhalmozódás (kg/m 2 ) * elemkoncentráció szedim (mg/kg)<br />
A elemelmozdulás modellezése kisvízgyőjtın, különös tekintettel a foszforelmozdulásra<br />
A foszforvegyületek vízben gyengén oldódnak, oldat formájában alig mozognak, kilúgozódásuk<br />
csekély mértékő. A felszíni vizekbe tehát elsısorban talajszemcsékhez kötıdve<br />
jutnak (CSATHÓ et al. 2003; OSZTOICS et al. 2004). Ebbıl kiindulva a talaj foszfortartalmát<br />
már több korábbi munkában is használták arra a célra, hogy a talajszemcsék<br />
térbeli átrendezıdését, azaz a talajeróziót jelezze (KURON, 1953; DUTTMANN,<br />
1999).<br />
Az EROSION 3D alkalmazásával lehetıvé vált az elemmozgás vízgyőjtı szintő<br />
elemzése. Erózió és elemlemosódás szempontjából egyértelmően a szántóterületek<br />
tőnnek kritikusnak, míg a szılık jóval alacsonyabb eróziós rátát mutatnak. A vizsgált<br />
csapadék események hasonló mintázatot eredményeztek a vízgyőjtın. Míg a 2004. 06.<br />
06-i esı által okozott areális erózió átlagosan 1-2 kg/m 2 alatt maradt, addig a 2004. 06.<br />
24-i zivatar hatására a fejletlen lineáris vízhálózattal rendelkezı területeken is 2-6<br />
kg/m 2 lehordódást tapasztalhattunk.<br />
A fentebb leírtak alapján elkészítettük az egyes csapadékeseményekhez tartozó<br />
elem elmozdulás térképeket (5. ábra, 6. táblázat). Az 5. ábrán az AL-P 2 O 5 elmozdulás<br />
értékeit ábrázoltuk. A lemosódás fıként a környezı területeknél magasabb foszfortarta-<br />
346
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz kötıdı elemdinamikája<br />
lommal rendelkezı szántókon jelentıs. Ezen térrészeken a nettó erózió elérheti a 14-18<br />
kg/m 2 -es értéket is. Az általunk mért P lemosódási értékeket (P=P 2 O 5 *0,4364) a Balaton<br />
vízgyőjtıjére számolt 1,5-18,7 kg P/ha/év értékekkel (DEBRECZENI, 1987) vetettük<br />
össze. 2004-ben saját csapadékmérési adataink alapján 14 erozív csapadék volt a területen,<br />
ebbıl 8 esemény a május-június hónapokra esett. Vízgyőjtınkön ez évben a lemosódó<br />
P-tartalom 0,02-4,44 kg/ha között változott.<br />
6. táblázat A vízgyőjtı feltalajának szemcséhez kötıdı Zn, Cu, Pb, AL-P 2 O 5 elmozdulási értékei<br />
két csapadékesemény alkalmával (mg/m 2 )<br />
Vizsgált elem<br />
2004.06.06. 2004.06.24.<br />
Max. Átlag SD Max. Átlag SD<br />
(mg/m 2 ) (mg/m 2 )<br />
(mg/m 2 ) (mg/m 2 )<br />
Zn 784.39 14.26 49.35 1928 39.09 133.44<br />
Cu 255.45 5.021 16.38 626.03 13.75 44.29<br />
Pb 251.08 4.11 13.93 620.9 11.26 37.29<br />
AL-P 2 O 5 408,09 5,48 20,55 1017 15.05 55.32<br />
5. ábra A feltalaj AL-P 2 O 5 tartalmának elmozdulása 2004. 06. 24-i<br />
csapadékeseményhez kötıdıen (mg/m 2 )<br />
Kisvízgyőjtı szinten az elem mozgási törvényszerőségeinek feltárása több szempontból<br />
is hasznos: segítséget jelent a területi tervezésben, az erózió szempontjából<br />
optimális területhasználat és mővelési módok meghatározásában. A precíziós mezıgazdaság<br />
elterjedésével, a megfelelı mennyiségő tápanyag kijuttatásához inputként<br />
szolgáló statikus tápanyag térképeken túl ún. „dinamikus adatként” a feltalaj tápanyag<br />
tartamának elmozdulását is bevonhatjuk a tervezésbe.<br />
347
Farsang – Kitka – Barta<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
A kutatást az OTKA K-73093, valamint az OTKA IN-83207 támogatta.<br />
Irodalom<br />
BOY, S., RAMOS, M. C. (2002). Metal enrichment factors in runoff and their relation to rainfall<br />
characteristics in a mediterranean vineyard soil. SUMASS 2002. Murcia, Proceedings<br />
Volume II., 423-424.<br />
BUZÁS, I. (szerk.) (1988). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. Mezıgazdasági<br />
Kiadó, Budapest, 243.<br />
CSATHÓ, P., OSZTOICS, E., SÁRDI, K., SISÁK, I., OSZTIOCS, A., MAGYAR, M., SZŐCS, P. (2003).<br />
A mezıgazdasági területekrıl a felszíni vizekbe kerülı foszforterhelések I. Foszforforgalmi<br />
vizsgálatok értékelése. Agrokémia és Talajtan, 52 (3-4), 473-486.<br />
DEBRECZENI, B. (1987). A magyar mezıgazdaság NPK mérlege. Nemzetközi Mezıgazdasági<br />
Szemle, (2-3), 150-153.<br />
DUTTMANN, R. (1999). Partikulare Stoffverlagerungen in Landschaften. Geosyntesis, 10, 233.<br />
FARSANG A., M. TÓTH T. (2003). Spatial distribution of soil nutrient in a cultivated catchment<br />
area: estimation using basic soil parameters. 4 th European Congress on Regional<br />
Geoscientific Cartography and Information Systems. Bologna, Italy, Proceedings Book,<br />
154-156.<br />
FARSANG, A., BARTA, K. (2005). Talajerózió hatása a feltalaj makro- és mikroelem tartalmára.<br />
Talajvédelem. Special Issue. <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés, Kecskemét, 2004. augusztus 24-26,<br />
268-277.<br />
GRAESBOLL, P., ERFURT, J., HANSEN, H. O., KRONVANG, B., LARSEN, S. E., REBSDORF, A.,<br />
VENDEN, L. M. (1994). Report from the National Environmental Protection Agency,<br />
Silkeborg, 186.<br />
ISRINGHAUSEN, S. (1997). GIS-gestützte Prognose und Bilanzirung von Feinboden und<br />
Nahrstoffaustragen in einem Teileinzugsgebiet der oberen Lamme in Südniedersachsen.<br />
Diplomarbeit. Universitat Hannover, 34-42.<br />
JAKAB, G, KERTÉSZ, Á, MADARÁSZ, B, RONCZYK, L, SZALAI, Z. (2010). Az erózió és a domborzat<br />
kapcsolata szántóföldön, a tolerálható talajveszteség tükrében. Tájökológiai Lapok, 8<br />
(1), 35-45.<br />
KRONVANG, B., LAUBEL, A., GRANT, R. (1997). Suspended sediment and particulate<br />
phosphorus transport and delivery pathways in an arable catchments, Gelbaek stream,<br />
Denmark, Hydrological Processes, 11 (6), 627-642.<br />
KURON, H. (1953). Bodenerosion und Nahrstoffprofil. Mitteil. Aus d. Inst. F. Raumforschung,<br />
H. 20, Bonn - Bad Godesberg, 73-91.<br />
MICHAEL, A. (2000). Anwendung des physikalisch begründeten Erosionsprognosemodells<br />
Erosion 2D/3D - empirische Ansätze zur Ableitung der Modellparameter. Ph.D Dissertation,<br />
Universität Freiberg.<br />
OSZTOICS, E., CSATHÓ, P., SÁRDI, K., SISÁK, I., MAGYAR, M., OSZTOICS, A., SZŐCS, P. (2004).<br />
A mezıgazdasági területekrıl a felszíni vizekbe kerülı foszfor terhelések II. Agrokémia és<br />
Talajtan, 53, 165-181.<br />
REKOLAINEN, S. (1989). Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in<br />
Finland. Aqua Fennica., 19, 95-107.<br />
SCHMIDT, J. (1996). Entwicklung und Anwendung eines physikalisch begründeten<br />
Simulationsmodells für die Erosion geneigter landwirrtschaftlicher Nutzflächen. Berliner<br />
Geogr. Abhandlung.<br />
SCHMIDT, J., WERNER, M. V., MICHAEL, A. (1999). Application of the EROSION 3D model to<br />
the CATSOP watershed, The Nederlands. Catena, 37, 449-456.<br />
348
Mezıgazdaságilag hasznosított kisvízgyőjtık talajerózióhoz kötıdı elemdinamikája<br />
SEPA (1997). Losses of Phosphorus from arable Land. Swedish Environment Protection<br />
Agency Report. No 4731, Stockholm, Sweden, 78.<br />
SISÁK, I., MÁTÉ, F. (1993). A foszfor mozgása a Balaton vízgyőjtıjén. Agrokémia és Talajtan,<br />
42 (3-4), 257-269.<br />
SZABÓ, GY. (2000). Talajok és növények nehézfémtartalmának földrajzi vizsgálata egy<br />
bükkaljai mintaterületen. Studia Geographica, Debrecen, Egyetemi Kiadó, 144.<br />
ULÉN, B., JOHANSSON, G., KYLLMAR, K. (2000). Model prediction and long-term trends in<br />
phosphorus transport from arable lands in Sweden. Agricultural water management, 49,<br />
197-210.<br />
VÁRALLYAY, GY., CSATHÓ, P., NÉMETH, T., 2005. Az agrártermelés környezetvédelmi vonatkozásai<br />
<strong>Magyar</strong>országon. In KOVÁCS, G., CSATHÓ, P. (szerk.) A magyar mezıgazdaság<br />
elemforgalma 1901 és 2003 között. Agronómiai és környezetvédelmi tanulságok, MTA<br />
TAKI, Budapest, 155-188.<br />
349
350
A SZERVES SZÉNTARTALOM ELOSZLÁSA HAZAI<br />
NAGY AGYAGTARTALMÚ TALAJAINKBAN<br />
Fuchs Márta, Gál Anita, Michéli Erika<br />
Szent István Egyetem, Környezettudományi Intézet, <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Tanszék, Gödöllı<br />
e-mail: fuchs.marta@mkk.szie.hu<br />
Összefoglalás<br />
A világ talajai több szenet tárolnak, mint a biomassza és az atmoszféra együttesen, így jelentıs<br />
szénforrásként a globális szénciklus meghatározó elemei. A tárolt szerves szén eloszlását a<br />
talajokban azok agyagtartalma döntıen befolyásolja. A nagy, duzzadó agyagtartalmú talajokban<br />
lejátszódó speciális folyamatok, így a száraz idıszakokban nyíló mély repedésekbe hulló felszíni<br />
talajanyag felhalmozódása, és a pedoturbáció során történı bekeveredése a mélyebb talajszintekbe<br />
tovább növelheti a lebomlási, eróziós és egyéb degradációs folyamatoktól védett szén<br />
mennyiségét - elısegítve a szénbefogást és csökkentve a klímaváltozás hatásait.<br />
A tanulmány során a hazai nagy agyagtartalmú talajok szerves szén tartalmának vertikális eloszlását<br />
vizsgáltuk a TIM adatbázis adatai, és terepi tapasztalatok alapján. Eredményeink alátámasztották,<br />
hogy a nagy agyagtartalmú talajok szignifikánsan több szerves szenet tárolnak be<br />
nagyobb mélységben az azonos klimatikus körülmények között képzıdött talajokkal összevetve.<br />
Summary<br />
The world's soils store more carbon than what is present in the biomass and in the atmosphere,<br />
for this reason they are dominant in point of carbon sequestration and the global carbon cycle.<br />
Clay content plays an important role in the distribution of stored organic carbon. Due to high<br />
swelling clay content, these soils open deep cracks when they are dry. During the process called<br />
“pedoturbation” surface material falls into the cracks, where it accumulates and mixes with<br />
subsoil, and so can deepen soil organic matter accumulation horizon, where organic matter is<br />
protected from decomposition, erosion and other degradation processes, thus helping carbon<br />
sequestration and mitigating effects of climate change.<br />
The objective of this study was to analyze changes in organic carbon content with depth<br />
among high clay content soils on the example of the Hungarian TIM database and field<br />
experiences. Our results show, that soils with high clay content store significantly more organic<br />
carbon in deeper horizons than soils developed under the same climatic conditions.<br />
Bevezetés<br />
A szárazföldi ökoszisztémákban a talaj szerves szén készlete a legnagyobb, mintegy<br />
1550 Pg; ezt követi a talaj szervetlen szén készlete, mely 750–950 Pg szenet tartalmaz<br />
(ESWARAN et al., 1993). Összességében a talaj szerves és szervetlen szén készlete<br />
mintegy négyszer nagyobb, mint a növényzetben, és háromszor nagyobb, mint a légkörben<br />
tárolt szén mennyisége. Az intenzív talajmővelés következtében azonban a<br />
talaj, a növényzet és a légkör közötti természetes egyensúly felborult, növekvı menynyiségő<br />
szerves szén került oxidatívabb környezetbe, és távozott szén-dioxid formájában<br />
a légkörbe (FOLLETT, 2001). Ennek eredményeképpen nem csak a talajok szerves<br />
szén tartalma csökken jelentısen, de a felszabaduló üvegházhatású gázok kedvezıtlenül<br />
befolyásolják a klímaváltozást is.<br />
351
Fuchs – Gál – Michéli<br />
Széles körben felismerték, hogy a talajok szervesanyag tartalmát növelnünk kell<br />
annak érdekében, hogy meg tudjuk ırizni a talajt mint természeti erıforrást, és egyben<br />
elısegítsük a szénmegkötést. A talajok szénmegkötését számos tényezı befolyásolja,<br />
többek között azok fizikai félesége.<br />
A talaj fizikai félesége hatással van a talaj fizikai jellemzıinek kialakulására, befolyásolja<br />
a póruseloszlást és a pórusrendszer folytonosságát, ezáltal a hasznosítható<br />
vízkészlet mennyiségét, a gázáramlást és a talajban élı mikroorganizmusok aktivitását<br />
(HASSINK et al., 1993), valamint azt is, hogy a szervesanyag mennyire marad védett az<br />
ásványosodással szemben (KAY, VAN DEN BYGAART, 2002).<br />
A hazaihoz hasonló éghajlati viszonyok között a talaj szervesanyag tartalma növekszik<br />
az agyag tartalom növekedésével (BOT, BENITES, 2005). Az agyagos szövető talajok<br />
nagyobb szervesanyag tartalmát több tényezı okozhatja: táguló rácsú agyagok<br />
esetében a síkok közötti szervesanyag adszorpció; ion csere, van der Waals erık és H-<br />
kötés az agyag felszínén; vagy fém-szerves komplexek kötıdése az agyaghoz. Ezek a<br />
folyamatok mind növelik a szervesanyag stabilitását (FRANZLUEBBERS et al., 1996), és<br />
így felhalmozódásának lehetıségét a talajokban.<br />
A legtöbb nemzeti, és a jelentısebb nemzetközi talajosztályozási rendszerek (Soil<br />
Taxonomy, World Reference Base for Soil Resources) az osztályozás legmagasabb<br />
szintjén különítik el a nagy agyagtartalmú talajokat. A legtöbbször „Vertisol”-nak nevezett<br />
talajok mindegyik földrészen megtalálhatók, és <strong>Magyar</strong>ország egyes tájain is<br />
nagy területeket borítanak (DOBOS, KOBZA, 2007).<br />
A Vertisolok nagy agyagtartalmú, duzzadó-zsugorodó, 2:1 típusú agyagásványösszetétellel<br />
jellemezhetı talajok. Váltakozó száraz-nedves idıszakokkal rendelkezı<br />
klímán a Vertisolok felszínén az intenzív duzzadási-zsugorodási folyamatok hatására<br />
egy elaprózódott, aprószemcsés „mulcs-szerő” réteg képzıdik, amely bepereg a száraz<br />
periódusok alatt nyíló mély, széles repedésekbe. Az „önkeverésnek” vagy<br />
„pedoturbációnak” is nevezett folyamat eredménye a feltalaj és az altalaj anyagának<br />
keveredése (WILDING, TESSIER, 1988). A közelmúltban elvégzett morfológiai és radiokarbonos<br />
vizsgálatok alapján (KOVDA et al., 2001, 2005) ez a homogenizációs folyamat<br />
nem olyan jelentıs mint a korai irodalmakban feltételezték, de a felszíni talajanyag<br />
felhalmozódása a repedések alján, ezáltal a szervesanyagban gazdag szint mélyülése<br />
fontos jellemzıje a Vertisoloknak.<br />
A talajban mélyebben elhelyezkedı szervesanyag az általánosan elfogadott nézet<br />
szerint stabil, relatív inert humusz, amit kevésbé befolyásol a területhasználatban, ill. a<br />
talajmővelésben bekövetkezı változás (SOMBROEK et al., 1993). Habár a szerves széntartalom<br />
általában alacsony a mélyebb talajszintekben, ezeknek a szinteknek hatalmas<br />
a térfogata, ezáltal nagy mennyiségő megkötött szenet tartalmazhatnak.<br />
Ásványi talajokban a szerves széntartalom mélységgel általában csökken. A csökkenés<br />
nem lineáris, és gyakran írják le exponenciális függvénnyel (HILINSKI, 2001).<br />
Európai és nemzetközi adatbázisok elemzése alapján az altalaj jelentıs mennyiségő<br />
szerves szenet tárol: a talajok 30-100 cm-es rétege becslések szerint ugyanannyi szerves<br />
szenet tartalmaz, mint a feltalaj (BATJES, 1996; JOBBAGY, JACKSON, 2000).<br />
Anyag és módszer<br />
A Talaj Információs és Monitoring Rendszer (TIM) egy nemzeti talajvédelmi program,<br />
melynek célja, hogy felmérje és nyomonkövesse a talaj minıségében bekövetkezı<br />
352
A szerves széntartalom eloszlása hazai nagy agyagtartalmú talajainkban<br />
változásokat. Az alap kémiai, fizikai és biológiai vizsgálatokat 1992 óta végzik 1237<br />
mintavételi ponton, a talaj genetikai szintjeibıl győjtött talajmintákon (TIM, 1995).<br />
A TIM-ben a talaj szervesanyag tartalmát (SOM) 3 évente, a Székely módszer alapján<br />
(MSZ-08 0210 77, 1978) határozzák meg. A szervesanyag készlet (t/ha) számolásához<br />
szükséges térfogattömeg értékek az elsı mintavételi évben kerültek meghatározásra.<br />
Vizsgálatunk során kizártuk az elemzésbıl azokat a mintavételi pontokat, ahol az<br />
adatok alapján 1 m-en belül kevesebb, mint három talajszint mintázása történt meg,<br />
vagy a szerves széntartalom nagyobb volt, mint 18%. Végül az 1237 TIM pontból<br />
1117 szelvényt választottunk ki a szervesanyag tartalom eloszlás vizsgálatára, és 976<br />
szelvényt a szervesanyag készlet meghatározásához. Mélységként a talajszint középsı<br />
értékét adtuk meg. Az elsı mintázott szintet (H1) feltalajként (SOM TOP ), a további<br />
szinteket (H2-H5) altalajként (SOM SUB ) neveztük el, valamint a feltalaj és altalaj<br />
együttes elemzésekor a SOM TOT jelölést használtuk.<br />
A talajok szemcseméret eloszlását és agyagtartalmát a TIM mintavételezés elsı<br />
évében, az ún. pipettás módszerrel (BUZÁS, 1993) határozták meg. A legalább 1m-es<br />
mélységig minden szintjében 30%-nál nagyobb agyagtartalommal rendelkezı szelvényeket<br />
„nagy agyagtartalmú” (NA), a fenti kritériumot nem kielégítı szelvényeket „kis<br />
agyagtartalmú” (KA) csoportba soroltuk.<br />
Az adatok statisztikai értékelését az SPSS 15.0 programcsomag segítségével végeztük<br />
el. A Kolmogorov-Smirnov teszt alapján az adatok nem-parametrikus eloszlást<br />
mutattak, így az elemzéshez a Mann-Whitney tesztet alkalmaztuk. A szignifikancia<br />
vizsgálatokat α
Fuchs – Gál – Michéli<br />
0<br />
SOM (%)<br />
0,0 1,0 2,0 3,0 4,0<br />
20<br />
y = 2,0003e -0,0125x<br />
R 2 = 0,9923<br />
40<br />
y = 2,9669e -0,0132x<br />
R 2 = 0,9941<br />
Mélység (cm)<br />
60<br />
80<br />
- - - - - NA<br />
KA<br />
100<br />
120<br />
140<br />
1. ábra A szervesanyag tartalom (%) mélységi eloszlása nagy agyagtartalmú (NA) és kis<br />
agyagtartalmú (KA) talajokban a TIM adatbázis alapján<br />
H1<br />
Mintázott talajszintek<br />
H2<br />
H3<br />
H4<br />
NA (mean+SEM)<br />
KA (mean+SEM)<br />
H5<br />
354<br />
0 2 4 6 8 10<br />
Szervesanyag (SOM) készlet (t/ha)<br />
2. ábra A szervesanyag készlet (t/ha) mélységi eloszlása nagy agyagtartalmú (NA) és kis<br />
agyagtartalmú (KA) talajokban a TIM adatbázis alapján (P
A szerves széntartalom eloszlása hazai nagy agyagtartalmú talajainkban<br />
2. táblázat Szervesanyag készlet (t/ha) a kis agyagtartalmú (KA) és nagy agyagtartalmú (NA)<br />
talajok fel- és altalajában a TIM adatbázis alapján<br />
Kis agyagtartalmú talajok (KA)<br />
Nagy agyagtartalmú talajok (NA)<br />
SOM TOT SOM TOP SOM SUB SOM TOT SOM TOP SOM SUB<br />
17,23*** 7,21*** 10,02*** 23,67*** 9,19*** 14,47***<br />
Megjegyzés: SOM TOP = feltalaj (H1 szint) SOM SUB = altalaj (H2–H5 szintek);<br />
SOM TOT = feltalaj és altalaj együtt; *** P
Fuchs – Gál – Michéli<br />
KOVDA, I., CHICHAGOVA, O., MORA, C. I. (2005). Organic matter in a gilgai soil complex,<br />
southeastern Russia: chemical and isotopic compositions. Adv. Geoecol., 36, 45–56.<br />
KOVDA, I., LYNN, W., WILLIAMS, D., CHICHAGOVA, O. (2001). Radiocarbon age of Vertisols<br />
and its interpretation using data on gilgai complex in the North Caucasus. Radiocarbon, 43<br />
(2), 603–609.<br />
MSZ-08 0210 77 (1978). A talaj szerves szén tartalmának meghatározása. <strong>Magyar</strong> Szabványügyi<br />
Testület, Budapest.<br />
SOMBROEK, W. G., NACHTERGAELE, F. O., HEBEL, A. (1993). Amounts, dynamics and<br />
sequestrations of carbon in tropical and subtropical soils. Ambio., 22, 417–426.<br />
TIM (TALAJVÉDELMI INFORMÁCIÓS ÉS MONITORING RENDSZER) (1995). Módszertan. Földmővelésügyi<br />
Minisztérium Növényvédelmi és Agrár-környezetgazdálkodási Fıosztály, Budapest.<br />
WILDING, L. P., TESSIER, D. (1988). Genesis of Vertisols: Shrink-swell phenomena. In<br />
WILDING, L. P., PUENTES, R. (eds) Vertisols: Their Distribution, Properties, Classification<br />
and Management. Tech. Mono. No. 18. 55–79. Texas A&M Printing Center, College<br />
Station, TX.<br />
356
A MAGNÉZIUMTARTALOM VÁLTOZÁSA EGY<br />
TARTAMKÍSÉRLET TALAJÁBAN<br />
Henzsel István<br />
DE AGTC KIT Nyíregyházi Kutatóintézet, Nyíregyháza<br />
e-mail: henzsel@nykk.date.hu<br />
Összefoglalás<br />
A dolgozatban bemutatjuk, hogy hogyan alakul a talaj magnéziumtartalma egy 80 éves tartamkísérletben,<br />
a különbözı trágyázási módoknak van-e hatása a felvehetı magnéziumtartalomra,<br />
és mutatható-e ki összefüggés a talaj magnéziumtartalma és a termés mennyisége között.<br />
A talajban nagyobb a felvehetı magnéziumtartalom a kisebb termést adó mőtrágya nélküli<br />
másodvetéső zöldtrágyás, a mőtrágya nélküli szalmatrágyás és a trágyázás nélküli vetésforgóban<br />
(kontroll), mint a nagyobb termést adó NPK mőtrágya kiegészítésben is részesülı szerves<br />
trágyás vetésforgókban. A talaj felvehetı magnéziumtartalma és a betakarított termés mennyisége<br />
között negatív összefüggés mutatható ki.<br />
A különbözı szervestrágyázási módoknak eltérı hatása van a talaj felvehetı magnéziumtartalmára.<br />
A fıvetéső zöldtrágyás vetésforgóban kisebb a felvehetı magnéziumtartalom, mint a<br />
szalma- vagy istállótrágyás vetésfogókban.<br />
A gyenge magnézium ellátottságú talajokon a szervestrágyázási módok közül a szalma- és<br />
istállótrágyázás jobban javasolható, mint a zöldtrágyázás.<br />
Summary<br />
The objective of the study was to determine the Mg content in the soil of a long term field experiment<br />
in order to find out (i) whether different methods of nutrient supply have any detectable<br />
effect on the available Mg content, and (ii) whether there is any relationship between the<br />
Mg content of the soil and crop-yield.<br />
Available Mg content in the soil was higher in treatments of green manure as second crop,<br />
straw manure without fertilizer, and the unfertilized control, each of them with low crop-yield,<br />
than in the treatment of farmyard manure plus fertilizer, which otherwise gave higher crop-yield.<br />
There is a negative correlation between the available Mg content in the soil and crop-yield.<br />
Different ways of organic manuring have varying effect on the available Mg content of the<br />
soil. Available Mg in the soil is lower in the green-manure-as-main-crop treatment than in<br />
treatments of straw manure and farmyard manure. For soils low in Mg, straw and farmyard<br />
manure can be recommended as organic manure, rather than green manure.<br />
Bevezetés<br />
A magnézium a növényekben sók formájában, ionos alakban szabadon, fehérjék, nukleinsavak<br />
és foszfolipidek anionos csoportjaihoz kötötten, illetve a klorofillban található.<br />
A magnézium nélkülözhetetlen a fehérjeszintézishez. Összetartja a riboszómák<br />
alegységeit, elısegíti az aminósavaknak a transzfer RNS-hez való kötıdését, a<br />
polipeptidláncnak a riboszómák felületérıl való leválását. A magnézium a<br />
foszforilálási reakciók kofaktora. Magnézium hiány esetén gátlódnak a foszforilálási<br />
reakciók, így mérséklıdik a fotoszintézis, akadályozva vannak az energiacsere folyamatok,<br />
és csökkennek az egyéb szintézisek is, pl. a keményítıszintézis (PETHİ, 1993).<br />
357
Henzsel<br />
A növényeken a magnézium-hiány tünetei az idısebb leveleken kezdıdnek. Elsısorban<br />
a kétszikő növényeknél a levél közepén, az erek között terjeszkedı, kivilágosodott<br />
foltok keletkeznek, melyek közepükrıl kiindulva nekrotikussá válnak. Végül csak<br />
a levélerek mentén húzódó szövetrészek maradnak zöldek. A gabonaféléknél a levél<br />
alapja felıl kiindulva kis sötétzöld foltok jelennek meg, melyek határozottan elkülönülnek<br />
a levél többi kivilágosodott részétıl. Ezek a foltok hosszanti irányban helyezkednek<br />
el a levélen, mint egy gyöngysor (MENGEL, 1976).<br />
A magnézium a talajban a szilikátok alkotórészeként található. Az agyagásványok<br />
mállása során szabadul fel, majd megkötıdhet a talajkolloidok felületén, vagy a talajoldatba<br />
kerül, ahonnan a növények fel tudják venni. A talaj magnézium tartalma összefüggésben<br />
van a talaj agyagásvány tartalmával. A nagyobb agyagásvány tartalmú talajokban<br />
nagyobb a magnézium tartalom. Magnézium hiányra elsısorban a kis agyagtartalmú,<br />
savanyú homoktalajokon lehet számítani (STEFANOVITS, 1975).<br />
LOCH (2003) szerint a növények számára hozzáférhetı magnéziumtartalom a szerves<br />
és szervetlen kolloid-tartalommal nı, a talaj savanyodásával csökken. KISS (1983)<br />
megállapította, hogy a H + ion antagonista hatásával magyarázható, hogy a talajsavanyúság<br />
gátolja a magnézium felvételét.<br />
DEBRECZENINÉ és SÁRDI (1999) szerint nem megfelelı magnézium ellátást okozhat<br />
a magnéziummal antagonista ionok (H + , K + , NH 4 + , Ca 2+ , Mn 2+ ) aránytalanága is. Kedvezı,<br />
ha a talajokban az ionarány Ca/Mg=6 vagy a K/Mg=0,5.<br />
KÁDÁR (1992) nagyobb adagú kálium trágyázás esetén már alacsony magnézium<br />
ellátottságot talált búza növénynél a nagyhörcsöki meszes vályog csernozjom talajú<br />
mőtrágyás tartamkísérletben. Ennek okaként a K-Mg ion-antagonizmust lehet megemlíteni,<br />
ugyanis a kísérlet talaja egyébként magnéziummal jól ellátott.<br />
A dolgozatban bemutatjuk, hogy hogyan alakul a talaj magnéziumtartalma egy 80<br />
éves tartamkísérletben, a különbözı trágyázási módoknak van-e hatása a felvehetı<br />
magnéziumtartalomra, és mutatható-e ki összefüggés a talaj magnéziumtartalma és a<br />
termés mennyisége között.<br />
Anyag és módszer<br />
A kísérletet 1929-ben állította be Westsik Vilmos. A kísérlet vetésforgó-rendszerően<br />
lett kialakítva. A kísérletben 15 vetésforgó található, melyek közül tizennégy három<br />
éves, és van egy, mely négy éves. A vetésforgók mindegyikében megtalálható a rozs és<br />
a burgonya növény. A vetésforgók mindegyik szakasza elvetésre kerül minden évben.<br />
A kísérlet a tápanyag-utánpótlás különbözı lehetıségeit mutatja be. Megtalálható a fıés<br />
másodvetéső zöldtrágyázás, a szalma- és istállótrágyázás.<br />
Az I. vetésforgó elsı szakaszában nem történik vetés, hanem pihentetve van a talaj, a<br />
második szakaszban rozs van vetve, a harmadik szakaszban pedig burgonya kerül. <strong>Itt</strong> sem<br />
szerves, sem mőtrágyázás nem történik. A II. vetésforgó elsı szakaszában csillagfürt van<br />
fıvetésben vetve zöldtrágyának, melyet rozs, majd burgonya követ. A III. vetésforgó elsı<br />
szakaszában csillagfürt magtermesztés történik. Ezután rozs, majd burgonya következik.<br />
A kísérletben négy szalmatrágyás vetésforgó található. Ezekben a növényi sorrend a<br />
következı: rozs, burgonya, rozs. A szerves trágya kijuttatása a szalmatrágyás vetésforgók<br />
elsı szakaszában történik. A IV. sz. vetésforgó trágyázása nyersszalmával (3,5<br />
t/ha) történik, az V. sz. vetésforgóban nitrogén mőtrágyával erjesztett szalmatrágya<br />
(11,3 t/ha), a VI. és VII. sz. vetésforgóban mőtrágya nélkül, vízzel erjesztett szalmatrágya<br />
(26,1 t/ha) kerül kijuttatásra. A VIII. vetésforgó négy szakaszos. E vetésforgóban a<br />
358
A magnéziumtartalom változása egy tartamkísérlet talajában<br />
csillagfürt megtalálható fı- és másodvetésben is: az elsı szakaszban magtermesztés<br />
céljából, míg a második szakaszban rozs után másodvetéső zöldtrágyának van vetve. A<br />
harmadik szakaszban burgonya, a negyedik szakaszban rozs kerül elvetésre. A IX.<br />
vetésforgóban a csillagfürt zöldtakarmányként kerül felhasználásra. A csillagfürt után<br />
rozs, majd burgonya van ültetve. A X. és XI. vetésforgó istállótrágyás (26,1 t/ha) kezelést<br />
kap. Az elsı szakaszban zabosbükköny van vetve takarmánynak, majd rozs és<br />
burgonya követi egymást. A XII-XV. vetésforgókban másodvetéső zöldtrágyázás történik.<br />
A XII. ıszi vetéső zöldtakarmány-termesztéses vetésforgó elsı szakaszában<br />
található a takarmánynövény, mely május elejéig kerül betakarításra. Ezt követıen<br />
csillagfürt van vetve zöldtrágyának. Ez korábbi vetéső, mint a rozsaratást követı másodvetéső<br />
zöldtrágyázás esetén, de késıbbi vetéső, mint a II. fıvetéső zöldtrágyás vetésforgóban.<br />
A második szakaszban rozs van vetve magtermesztés céljából, a harmadik<br />
szakaszban burgonya van ültetve. A XIII., XIV. és XV. vetésforgókban rozs, burgonya,<br />
rozs a növényi sorrend. Az elsı szakaszban található rozs betakarítását követıen, július<br />
végén – augusztus elején kerül elvetésre a csillagfürt zöldtrágyának. A XIII. vetésforgóban<br />
tavasszal történik a csillagfürt leszántása, a XIV vetésforgóban pedig ısszel. A<br />
XV. másodvetéső zöldtrágyás vetésforgó mőtrágyázásban nem részesül.<br />
Tizenegy vetésforgóban mőtrágya kijuttatására is sor kerül, négyben viszont egyik<br />
szakaszban sem juttatunk ki semmilyen mőtrágyát. A mőtrágyázott vetésforgók a 3,<br />
illetve 4 (VIII.sz.) év alatt összesen, egységesen 94 kg/ha/3év P 2 O 5 és 84 kg/ha/3év<br />
K 2 O hatóanyag mőtrágyát kapnak. A nitrogén mőtrágya dózisokban különbségek vannak.<br />
Kevesebbet kap a II., III., XI. és XII. sz. vetésforgó kísérlet, ezek 43 kg/ha/3év<br />
hatóanyag N-t kapnak. Több nitrogént juttatunk ki a VIII., IX., XIII. és XIV. sz. vetésforgóra:<br />
86 kg/ha/3, ill. 4 év. A vetésforgók közül a legnagyobb mennyiségő nitrogént<br />
kapják a szalmatrágyás vetésforgók, ezek a IV., V. és VI. sz. kísérletek, ezek 108<br />
kg/ha/3év hatóanyag N mőtrágyázásban részesülnek.<br />
A kísérleti terület talaja alacsony humusztartalmú, savanyú, laza homoktalaj. A talaj<br />
mechanikai összetételét tekintve durvahomok (0,25-1,0 mm) 1,1%, közepes homok<br />
(0,05-0,25 mm) 91,0%, finomhomok (0,02-0,05 mm) 2,6%, iszap (0,01-0,02 mm)<br />
2,5%, az agyagfrakció (0,002 mm-nél kisebb) 2,8%. A talaj Arany-féle kötöttségi értéke<br />
27-29. A talaj vizes oldatban mért pH értéke 4,8-6,5, a kálium-kloridban mért pH<br />
3,6-4,9. A talaj humusztartalma 0,5-1,0%.<br />
A vizsgálathoz 2008-ban, három ismétlésben szedtünk átlag talajmintát. Egy átlagminta<br />
kilenc helyrıl szedett részminta összekeverésével lett készítve. A mintavétel<br />
mélysége 25 cm. A felvehetı magnéziumtartalom meghatározása KCl oldószeres kivonással,<br />
az MSZ 20135:1999 módszere szerint történt. Az adatok értékelése MS Excel<br />
és az SPSS 13.0 program segítségével történt.<br />
Eredmények<br />
A talajvizsgálati eredmények az 1. ábrán láthatók. A vetésforgó kísérleteket összehasonlítva<br />
a felvehetı magnéziumtartalom kicsi a IX. fıvetéső csillagfürt zöldtakarmánytermesztéses,<br />
a II. fıvetéső zöldtrágyás és a III. csillagfürt magtermesztéses vetésforgók<br />
talajában (18-27 mg/kg). A mőtrágyázásban is részesülı másodvetéső csillagfürt zöldtrágyás<br />
vetésforgókban (XII., XIII., XIV.) valamelyest nagyobb a talaj magnézium tartalma,<br />
mint a fıvetéső csillagfürtöt tartalmazó vetésforgók esetén. A fıvetéső csillagfürtöt tartalmazó<br />
vetésforgók talajában (II., III., IX.) kisebb a magnéziumtartalom, mint az istállótrágyás<br />
(X., XI.) vagy a mőtrágyázott, erjesztett szalmatrágyás vetésforgók (V.,VI.) talajában.<br />
359
Henzsel<br />
70<br />
60<br />
SZD 5%=16,14 mg/kg<br />
50<br />
mg/kg<br />
40<br />
30<br />
20<br />
10<br />
0<br />
I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII XIII XIV XV<br />
A vet ésforgók jele (a)<br />
1. ábra Felvehetı magnéziumtartalom a Westsik-féle vetésforgó kísérlet talajában<br />
A szalmatrágyás vetésforgók közül abban a vetésforgóban, ahol a szalma erjesztés<br />
nélkül kerül a talajba (IV.), kisebb a talaj magnéziumtartalma, mint az erjesztett szalmatrágyás<br />
vetésforgók (V., VI.) esetén. A két istállótrágyás vetésforgót összehasonlítva,<br />
valamelyest nagyobb a talaj magnéziumtartalma a X. mőtrágya nélküli istállótrágyás<br />
vetésforgóban, mint a mőtrágyázásban is részesülı XI. istállótrágyás vetésforgóban.<br />
A tartamkísérletben a legnagyobb magnéziumtartalom a trágyázás nélküli I. (56,4<br />
mg/kg), a VII. mőtrágyázás nélküli szalmatrágyás (57,6 mg/kg) és a XV. mőtrágyázás<br />
nélküli másodvetéső zöldtrágyás (58,8 mg/kg) vetésforgókban található. A mőtrágya<br />
nélküli vetésforgók közül a X. mőtrágya nélküli istállótrágyás vetésforgóban kisebb a<br />
magnéziumtartalom, mint a többi mőtrágya nélküli vetésforgóban (I., VII., XV.).<br />
1200<br />
1000<br />
800<br />
t/ha<br />
600<br />
400<br />
200<br />
0<br />
I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII XIII XIV XV<br />
A vetésforgók jele (a)<br />
2. ábra A Westsik-féle vetésforgók kumulált burgonyatermései (1931-2009)<br />
360
A magnéziumtartalom változása egy tartamkísérlet talajában<br />
Vizsgáltuk, hogy a betakarított burgonya- és rozstermések valamint a talaj felvehetı<br />
magnéziumtartalma között milyen összefüggés mutatható ki. A 2. ábrán az 1931 és<br />
2009 közötti kumulált burgonyatermések, míg a 3. ábrán a kumulált rozstermések láthatók.<br />
A burgonya és a rozs esetén is megfigyelhetı, hogy a legkisebb termés a trágyázás<br />
nélküli I. vetésforgóban volt betakarítva. Ettıl nagyobb, de a többi vetésforgóhoz<br />
viszonyítva kicsi volt még a burgonya- és rozstermés a VII. mőtrágya nélküli szalmatrágyás<br />
és a XV. mőtrágya nélküli másodvetéső zöldtrágyás vetésforgókban.<br />
A fıvetéső (II.) és másodvetéső (XIII., XIV.) zöldtrágyás vetésforgókat összehasonlítva,<br />
nagyobb a burgonyatermés a másodvetéső zöldtrágyás vetésforgókban, míg a<br />
rozs esetén a fıvetéső zöldtrágyás vetésforgóban lehet több termést betakarítani. Ennek<br />
az lehet az oka, hogy a fıvetéső zöldtrágyás vetésforgóban a csillagfürt a rozs elıtti<br />
szakaszban található, a másodvetéső zöldtrágyás vetésforgók esetén viszont a rozs<br />
betakarítását követıen, a burgonya elıtt kerül elvetésre. Ebbıl az állapítható meg, hogy<br />
a zöldtrágyahatás leginkább a zöldtrágyázást követı elsı évben érvényesül. A fıvetéső<br />
csillagfürt zöldtrágyás (II.) és a csillagfürt magtermesztéses (III.) vetésforgókat összehasonlítva<br />
látható, hogy különbség közöttük a kumulált rozstermésben található, de a<br />
kumulált burgonyatermések már mindkét vetésforgóban hasonlók. Figyelemre méltó a<br />
csillagfürtöt tartalmazó IX. csillagfürt zöldtakarmány-termesztéses és a XII. ıszi vetéső<br />
takarmánytermesztéses vetésforgó is (ebben a csillagfürt másodvetésben található<br />
májusi vetéssel). E vetésforgókban alkalmazott termesztéstechnológiával is el lehet<br />
érni hasonló, vagy akár nagyobb rozstermést, mint a zöldtrágyás vetésforgóban (II.).<br />
250<br />
200<br />
150<br />
t/ha<br />
100<br />
50<br />
0<br />
I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII XIII XIV XV<br />
A vetésforgók jele (a)<br />
3. ábra A Westsik-féle vetésforgók kumulált rozstermései (1931-2009)<br />
A szalmatrágyás vetésforgóknál megfigyelhetı, hogy az erjesztés nélküli szalmatrágya<br />
(IV.) ugyanolyan mőtrágya adag mellett is kisebb burgonya- és rozstermést<br />
eredményez, mint az erjesztett szalmatrágyás (V., VI.) kezelések esetén. Ennek oka<br />
azonban nemcsak a szalmatrágya formájával magyarázható, hanem az adagjával is,<br />
ugyanis a IV. vetésforgóban 3,5 t/ha szalma kerül kijuttatásra, az V. vetésforgóban<br />
11,3 t/ha nitrogén mőtrágyával erjesztett szalmatrágya, míg a VI. vetésforgóban 26,1<br />
t/ha vízzel erjesztett szalmatrágya kerül a területre. <strong>Itt</strong> az erjesztéshez nincs mőtrágya<br />
361
Henzsel<br />
felhasználva. A legnagyobb burgonya- és rozstermések a VIII. vetésforgóban találhatók,<br />
ahol fı- és másodvetéső csillagfürt is van, valamint a XI. vetésforgóban, ahol istállótrágya<br />
mellet mőtrágya is kijuttatásra kerül.<br />
Elvégeztük a talaj felvehetı magnéziumtartalma, valamint a kumulált burgonya- és<br />
rozstermések lineáris összefüggés vizsgálatát. Az összefüggés vizsgálat során kapott r-<br />
értékek a 1. táblázatban láthatók. A 1. táblázatban a szignifikancia szintet **=1%-on<br />
jelöltük. A talaj magnéziumtartalma és a kumulált burgonya- és rozstermések között<br />
negatív összefüggés mutatható ki. A burgonyatermések esetén laza negatív és nem<br />
szignifikáns, a rozstermések esetén azonban egy jó közepes negatív összefüggés található,<br />
mely statisztikailag szignifikáns.<br />
1. táblázat A lineáris összefüggés korrelációs koefficiensei (r-értékek)<br />
Pearson-féle korreláció (a)<br />
Kumulált burgonyatermés<br />
(b)<br />
Kumulált rozstermés<br />
(c)<br />
Felvehetı magnéziumtartalom (d) -0,209 -0,698**<br />
Megállapítható, hogy a nagyobb termést adó vetésforgókban kisebb a talaj felvehetı<br />
magnéziumtartalma, mint az évek során rendszeresen kisebb termést adó vetésforgókban.<br />
Azokban a vetésforgókban, melyekben nagyobb termést takarítunk be, a több<br />
terméssel több magnéziumot is szállítunk el a területrıl, mely a tartamkísérlet talajában<br />
kimutatható. A kísérletben alkalmazott különbözı trágyázási módoknak, illetve eltérı<br />
termesztéstechnológiáknak is van hatása a talaj felvehetı magnéziumtartalmára. Azokban<br />
a vetésforgókban, ahol csillagfürt van fıvetésben, mindegy, hogy zöldtrágyának<br />
(II.), magtermesztés céljából (III.) vagy zöldtakarmánynak (IX.) vetve, hasonló termés<br />
mellett is kisebb a talaj felvehetı magnéziumtartalma, mint a szalmatrágyás (V., VI.)<br />
vagy istállótrágyás (X., XI.) vetésforgókban. Ennek oka az lehet, hogy ahová szalmavagy<br />
istállótrágya van kijuttatva, kívülrıl kerül be a szerves trágya, és valamilyen szinten<br />
pótlódik a magnézium, míg pl. a zöldtrágyázás során csak a helyben található magnézium<br />
kerül felvételre.<br />
Irodalomjegyzék<br />
DEBRECZENI, B-NÉ., SÁRDI, K. (1999). A tápelemek és a víz szerepe a növények életében. In<br />
FÜLEKY, GY. (szerk.) Tápanyag-gazdálkodás. Mezıgazda Kiadó, Budapest, 30-90.<br />
KÁDÁR, I. (1992). A növénytáplálás alapelvei és módszerei. <strong>Magyar</strong> Tudományos Akadémia<br />
<strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutató Intézete, Budapest, 398.<br />
KISS, A. (1983). Magnéziumtrágyázás, magnézium a biológiában. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest,<br />
138.<br />
LOCH, J. (2003). A magnéziumtrágyázás hatása a füvek termésére és ásványianyag tartalmára.<br />
In JÁVOR, A., VINCZEFFY, I.(szerk.) Legeltetéses állattartást! Debreceni Egyetem ATC,<br />
Debrecen, 47-52.<br />
MENGEL, K. (1976). A növények táplálkozása és anyagcseréje. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest,<br />
365.<br />
PETHİ, M. (1993). Mezıgazdasági növények élettana. Akadémiai Kiadó, Budapest, 507.<br />
STEFANOVITS, P. (1975). Talajtan. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest, 351.<br />
362
A TALAJ OLAJVISSZATARTÓ-KÉPESSÉGÉNEK<br />
BECSLÉSE KÜLÖNBÖZİ MÓDSZEREKKEL<br />
Hernádi Hilda, Makó András<br />
Pannon Egyetem, Georgikon Kar, Keszthely<br />
e-mail: hhilduci@freemail.hu<br />
Összefoglalás<br />
A kıolajszármazékok talajban történı mozgását leíró szennyezés terjedési modellek egyik legfontosabb<br />
talajtani paramétere a talaj olajvisszatartó-képessége. Talajszennyezés esetén, gyors<br />
és hatékony beavatkozással elkerülhetı a további környezetkárosodás, csökkenthetık a késıbbi<br />
kármentesítés költségei, ezért a talaj olajvisszatartó-képességének meghatározásához szükséges<br />
mérési módszer vagy becslési eljárás megválasztásának egyik legfontosabb szempontja a pontosság<br />
mellett a módszer gyorsasága, egyszerősége.<br />
Munkánk célja olyan függvények kidolgozása – a talajok víztartó-képességének becslésére<br />
alkalmazott pedotranszfer függvényekhez hasonlóan –, amelyekkel gyorsan, és elfogadható<br />
hibával becsülhetı a talaj olajvisszatartó-képessége. Kísérletsorozatunk jelenlegi szakaszában<br />
összehasonlítottuk változatos talajminta sorozat három különbözı módszerrel becsült olajviszszatartó-képességét.<br />
Statisztikai vizsgálataink eredményei szerint a talajminták olajvisszatartása<br />
pedotranszfer függvényekkel kisebb hibával becsülhetı, mint a Leverett-egyenlet alkalmazásával<br />
vagy a talaj fizikai féleségébıl képzett irányszámok segítségével (CONCAWE).<br />
Summary<br />
The oil retention of soil may be one of the most important soil parameters in the different hydrocarbons<br />
spillage screening models. If we use quicker and easier method to predict the oil retention<br />
capacity, we could reduce the latter environmental pollution and the cost of remediation.<br />
The aim of our study was to assist the development of a new estimation method for predicting<br />
the oil retention of soil – similar to pedotransfer functions used for predicting the soil water<br />
retention capacity. Thus, we compared oil retentions of soils estimated in different ways. According<br />
to our results we could predict the soils’ oil retention with the pedotransfer functions<br />
with less differences than with the the Leverett-equation or on the assumption of the CON-<br />
CAWE, based on the soil texture.<br />
Bevezetés<br />
A talajok olajvisszatartó-képességének becslésére alkalmazható általános módszer<br />
kidolgozásának igénye elıször a környezetvédelmi kutatások során merült fel. A cél<br />
elsısorban a kıolajszennyezés terjedési modellekben az olajvisszatartó-képesség –<br />
mint az egyik legfontosabb input paraméter – megfelelı pontosságú becslése volt, másrészt<br />
az, hogy igazolják a már kidolgozott eljárások helyességét.<br />
A talaj által különbözı nyomásértékeken visszatartott olaj mennyiségének mérése<br />
költséges és idıigényes eljárás, ezért a talajfizikai gyakorlatban a Leverett egyenlettel<br />
(AMYX et al., 1960) számítják a talaj víztartó-képességét (pF-görbe) vagy a szerves<br />
folyadék/levegı, illetve a víz/levegı határfelületi feszültségek ismeretében. Ezzel az<br />
összefüggéssel számolt DEMONDS és ROBERTS (1990) illetve KELLER és SIMONS,<br />
(2005) is.<br />
363
Hernádi – Makó<br />
364<br />
P o = P w * [ Θ w * ρ o<br />
] , (1)<br />
Θ o w * ρ w o<br />
ahol, P w a talajmintán mért víz/levegı rendszerben mért nyomás-nedvességtartalom<br />
vagy nyomás-telítettség görbe; P o a talajminta olaj/levegı rendszerben mért nyomásnedvességtartalom<br />
vagy nyomás-telítettség görbéje a talajminta folyadékvisszatartóképessége<br />
a másik vizsgált folyadék esetében; Θ o és Θ w az olaj/levegı, illetve a<br />
víz/levegı rendszerek határfelületi feszültsége (N /cm); ρ w és ρ o a víz, illetve az olaj<br />
sőrősége (g/cm 3 )<br />
A Leverett egyenlet azonban nem veszi figyelembe a különbözı polaritású folyadékok<br />
esetében a folyadékfázis és a talaj szilárd fázisa közötti kölcsönhatásokat (pl. duzzadási-zsugorodási<br />
jelenségek, aggregátumok különbözı mértékő szétiszapolódása),<br />
így megfelelı pontossággal csak homoktalajok olajvisszatartó-képességének becslésére<br />
alkalmas. A megállapítás leginkább a nagy agyagtartalmú és/vagy aggregált talajminták<br />
eltérı folyadékfázis-szilárd fázis kölcsönhatásaival magyarázható (MAKÓ, 2002;<br />
KELLER, SIMONS, 2005). A Leverett egyenlet elhanyagolja továbbá az illeszkedési<br />
szög szerepét, ami a folyadékfázis nedvesítı képességét határozza meg.<br />
A különbözı földtani közegek olajvisszatartó-képessége a CONCAWE (The Oil<br />
Companies International Study Group for Conservation of Clean Air and Water, 1979)<br />
által kidolgozott táblázat segítségével is meghatározható. A Concawe-féle táblázatos<br />
módszert alkalmazták GRIMAZ és munkatársai (2007) talajok szénhidrogén szennyezésének<br />
terjedési modellezésére. A táblázatból a talajok fizikai féleség kategóriájaként kikereshetı<br />
a mérési tapasztalatok alapján meghatározott átlagos olajvisszatartó-képesség. A<br />
módszer elınye, hogy jól alkalmazható olyan területeken, ahol gyors beavatkozás szükséges<br />
és a szennyezett területrıl kevés talajtani adat áll rendelkezésre. Hátrány azonban,<br />
hogy vályog vagy annál finomabb szemcsemérető és fizikai féleségő talajokra nem jelöl<br />
meg átlagos folyadékvisszatartó-képesség értékeket. További hiányosság, hogy az irányszámok<br />
alkalmazásával kapott eredmények nem tükrözik a talajok egyéb tulajdonságainak<br />
változékonyságából adódó folyadékvisszatartó-képesség eltéréseket.<br />
A pedotranszfer függvény (PTF) kifejezést elıször BOUMA (1989) alkalmazta különbözı<br />
folyadékok transzportját leíró talajtani paraméterek és az egyszerőbben mérhetı<br />
talajtulajdonságok közötti regressziós összefüggésekre. Az elmúlt húsz évben számos<br />
kutató foglalkozott a talaj víztartó-képességét leíró pedotranszfer függvények képzésével<br />
(RAWLS et al., 1991; VAN GENUCHTEN, LEIJ, 1992; PACHEPSKY et al., 1999; WÖSTEN et<br />
al., 2001). A talajok olajvisszatartó-képességének becslésére azonban még nincsenek<br />
ilyen megfelelı kísérleti háttérrel igazolt pedotranszfer függvények kidolgozva.<br />
A talajok folyadékvisszatartó-képességét leíró pedotranszfer függvényeket kétféleképpen<br />
is képezhetjük. Elsı esetben elıször illesztjük a folyadékvisszatartó-képesség<br />
görbét a mért értékekre, aztán keressük meg a talajtulajdonságok és az illesztett görbe<br />
paraméterei közötti kapcsolatot kifejezı pedotranszfer függvényeket (paraméterbecslés)<br />
(WÖSTEN et al., 2001). A másik lehetıség, ha a különbözı tenzióértékeken mért<br />
olajvisszatartó képesség értékek és a talajtulajdonságok közt – tenzióértékenként –<br />
állapítunk meg függvényszerő kapcsolatokat (pontbecslés) (BAUMER, 1992).<br />
<strong>Magyar</strong>országon elıször RAJKAI és munkatársai (1981; 1987-88) dolgozták ki a<br />
víztartó képesség-görbe becslését egyszerően mérhetı talajtulajdonságokból regressziós<br />
becsléssel. Vizsgálatokat végzett arra vonatkozóan, hogy milyen matematikai mód-
A talaj olajvisszatartó-képességének becslése különbözı módszerekkel<br />
szer a legalkalmasabb a mért víztartó-képesség értékek leírására, illetve hogy az általuk<br />
alkalmazott 3 paraméteres hatványfüggvény paraméterei milyen összefüggésben állnak<br />
a talajtulajdonságokkal. Vizsgálati eredményei szerint a talajok víztartó-képessége jó<br />
pontossággal becsülhetı pedotranszfer függvényekkel.<br />
RAJKAI és munkatársai 1999-ben ún. szemilineáris pF-görbe becslési eljárást vezetett<br />
be. Lineáris regresszióval vizsgálták a Brutsaert-féle hatványfüggvény<br />
(BRUTSAERT, 1966) illesztési paramétereinek talajtulajdonságoktól való függését (8<br />
szemcsefrakció százalékos értékei, térfogattömeg és szervesanyag tartalom).<br />
A talajok szerves folyadékvisszatartó-képességnek becslési lehetıségeit<br />
pedotranszfer függvényekkel hazánkban elıször MAKÓ (2002) vizsgálta. Vizsgálati<br />
eredményei szerint a talajok olajvisszatartó-képessége jól becsülhetı a talajminta egyszerőbben<br />
mérhetı talajtulajdonságainak ismeretében.<br />
MAKÓ és munkatársai (2004) megállapították, hogy a Leverett-egyenlettel végzett<br />
becslés olajvisszatartás értékei kisebb értékőek, mint a pedotranszfer függvényekkel<br />
számítottak.<br />
Ugyanennek a méréssorozatnak részeként ELEK (2009) végzett olajvisszatartóképesség<br />
méréseket, és pontosította a kidolgozott pedotranszfer függvényeket a talajok<br />
olajvisszatartó-képességének meghatározására. Tapasztalatai szerint a talajok olajviszszatartó-képessége<br />
jól becsülhetı a térfogattömeg, a humusztartalom, a mésztartalom<br />
és a mechanikai összetétel (százalékos homok por agyag-tartalom) ismeretében.<br />
A kísérletsorozatunk jelenlegi szakaszában összehasonlítottuk a talajminták különbözı<br />
módszerekkel becsült olajvisszatartó-képességét (Leverett-egyenlet;<br />
pedotranszfer függvények; Concawe irányszámok; módosított Concawe irányszámok).<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Mértük fizikai és kémiai tulajdonságaiban eltérı talajminta sorozat víz- és olajvisszatartó-képességét<br />
porózus kerámialapos extraktorokkal (MAKÓ, 2004). Meghatároztuk<br />
a minták humusz- és mésztartalmát, térfogattömegét, aggregátum összetételét, FAO és<br />
MSZ szabvány szerinti mechanikai összetételét ISO/DIS 11277/1995 és MSZ-08 0205-<br />
78). Számítottuk a talajminták aggregátum-összetételét egy számmal jellemzı átlagos<br />
geometriai átmérı értékét (KEMPER, ROSENAU, 1986). Meghatároztuk, hogy az<br />
olajvisszatartó-képesség mérések során milyen nyomásérték-tartományban ürülnek le a<br />
talajminták gravitációs pórusai (HERNÁDI, MAKÓ, 2009). Statisztikai módszerekkel<br />
(SPSS 13.1, lineáris regresszió, Backward eliminációs módszerrel) képeztük a talajok<br />
különbözı nyomóerıkkel szemben visszatartott folyadékvisszatartó-képességét leíró<br />
pedotranszfer függvényt. Vizsgáltuk, hogy mely talajtulajdonságok és milyen mértékben<br />
határozzák meg a vizsgált talajok olajvisszatartó-képességét.<br />
A becslési módszerek összehasonlításához elıször a Leverett egyenlet egy gyakorlatban<br />
is gyakran alkalmazott formájával, a vízvisszatartási értékekbıl becsültük kiválasztott<br />
talajok olaj-visszatartását (1. egyenlet). A Leverett-féle módszerrel becsült<br />
értékeket összehasonlítottuk a mért és a 3. táblázatban található pedotranszfer függvényekkel<br />
becsült olaj-visszatartási értékekkel.<br />
A Leverett-egyenlettel és a pedotranszfer függvényekkel végzett becslések jóságának<br />
értékelésére a becsült és a mért értékek közötti átlagos becslési hiba értékét<br />
(RMSR – Root mean squared residual) a RAJKAI (2005) által víztartó-képesség függvények<br />
becslési jóságának értékelésére javasolt módszer szerint határoztuk meg (2.<br />
egyenlet). Számítottuk a különbözı becslési módszerekkel számított olajvisszatartási-<br />
365
Hernádi – Makó<br />
értékek és mért értékek eltérésének abszolút értékét, majd a különbözı nyomásértékekre<br />
számított abszolút eltérések átlagát. A víztartó-képesség becslés esetében a becslés<br />
akkor tekinthetı jónak, ha a RMSR-értéke (a minták minimálisan 75%-ánál) kisebb,<br />
mint 2,5 (tf%). A számítás egyenlete a következı:<br />
RMSR = [ Σ |Θ b - Θ m | ] , (2)<br />
i =1 n<br />
ahol Θ b a becsült olajvisszatartó-képesség értéke; Θ m a mért olajvisszatartó-képesség értéke<br />
(három ismétlés átlaga); n elemek száma (felvett mérési pontok - nyomásértékek - száma).<br />
Az olajvisszatartó-képesség függvények esetében szintén ezt a kritériumot fogadtuk<br />
el, mivel az adatbázis nagysága nem volt elegendı ahhoz, hogy a mérési hiba mértékére<br />
általánosan elfogadható maximális értéket jelölhessünk ki.<br />
Az irányszámokkal végzett becsléshez elıször meghatároztuk a különbözı talajminták<br />
fizikai féleségét a gyakorlatban is alkalmazott textúra diagramm felhasználásával<br />
(BUZÁS, 1993).<br />
Ezt követıen a 1. táblázatból kikerestük a különbözı fizikai féleség tartományokhoz<br />
tartozó olajvisszatartó-képesség értékeket.<br />
1. táblázat A talajok olajvisszatartó-képességének irányszámai CONCAWE (1979) szerint<br />
A talajminta fizikai félesége<br />
olajvisszatartó-képesség (tf%)<br />
CONCAWE<br />
durva kavics 0.50<br />
kavics - durva homok 0.80<br />
durva homok - közepes homok 1.50<br />
közepes homok - finom homok 2.50<br />
finom homok - vályog/homokos vályog 4.00<br />
Végül vizsgáltuk, hogy mennyiben javítja a becslés pontosságát, ha a kategória<br />
rendszert kibıvítjük további fizikai féleség kategóriákkal, illetve ha a különbözı fizikai<br />
féleség kategóriák átlagos olajvisszatartó-képességét az általunk mért olaj-visszatartási<br />
értékekbıl számítjuk.<br />
Vizsgálati eredmények<br />
n<br />
Vizsgálati eredményeink szerint a talajminták olajvisszatartó-képességének meghatározásakor<br />
a gravitációs pórusok leürülése megközelítıleg a 20-50 mbar nyomástartományban<br />
következik be.<br />
A víztartó-képesség mérésekre az ennek megfelelı – általánosan elfogadott – nyomásérték<br />
azonban 400 mbar (pF 2,5). A különbség a folyadékok és a talajszemcsék<br />
felületén fellépı adhéziós erık különbségével magyarázható.<br />
A lineáris regressziós egyenletek determinációs együttható értékeibıl megállapítható,<br />
hogy a talajminták gravitációval szembeni olajvisszatartása jó közelítéssel becsülhetı<br />
a különbözı talajtulajdonságokból (2. táblázat; R 2 = 0,78, illetve R 2 = 0,77).<br />
Eredményeink alapján elmondható, hogy a különbözı talajparaméterek a különbözı<br />
nyomástartományokban eltérı mértékben határozzák meg a talaj olajvisszatartóképességét<br />
(3. táblázat).<br />
366
A talaj olajvisszatartó-képességének becslése különbözı módszerekkel<br />
50<br />
mért Mért olajvisszatartó képesség<br />
olajvisszatartás<br />
homok Gravitációval (átlag) szemben mért<br />
olajvisszatartó-képesség<br />
40<br />
30<br />
677<br />
678<br />
694<br />
679 680<br />
VK min ~ 400mbar,<br />
20<br />
10<br />
854<br />
Olajviszatartóképesség<br />
~20-50mbar<br />
0<br />
1,00<br />
20,00<br />
mbar<br />
150,00<br />
1000,00<br />
1. ábra A talajok gravitációs erıvel szemben mért olajvisszatartó képessége<br />
2. táblázat A talajminták gravitációval szembeni olajvisszatartó-képességét becslı<br />
regressziós egyenletek<br />
módszer<br />
x 1 = agyag (%), x 2 = por (%), x 3 = homok (%), x 4 = humusz (%),<br />
x 5 = mész (%), x 6 = GMD aggr (%)<br />
y = olajvisszatartó-képesség (tf %)<br />
R 2<br />
n<br />
FAO y = 32,089 – 0,387 x 1 + 0,166 x 2 - 0,094 x 3 - 1,371 x 4 0,78 53<br />
MSZ y = -1,590 + 0,174 x 2 + 0,249 x 3 + 0,340 x 5 + 20,771 x 6 0,77 53<br />
3. táblázat Az olajvisszatartó-képességet becslı regressziós egyenletek különbözı nyomásértékre<br />
(FAO szabvány szerint meghatározott agyag-, por- és homoktartalom értékekkel)<br />
nyomás<br />
(mbar)<br />
x 1 = agyag (%), x 2 = por (%), x 3 = mész (%), x 4= tft (g/cm 3 ), x 5 =<br />
GMD aggr (%)<br />
y = olajvisszatartó-képesség (tf %)<br />
0.0 y = 13,180 - 0,290 x 1 + 0,940 x 2 + 0,246 x 3 + 7,450 x 4 - 8,404 x 5 0,76 110<br />
0.2 y = 13,870 - 0,309 x 1 + 0,289 x 2 + 0,243 x 3 + 7,187 x 4 - 8,764 x 5 0,75 110<br />
20 y = 19,208 - 0,115x 1 + 0,188 x 2 + 0,168 x 3 + 1,289 x 4 0,81 110<br />
50 y = 10,389 - 0,115 x 1 + 0,94 x 2 + 0,246 x 3 + 7,45 x 4 - 8,404 x 5 0,79 110<br />
150 y = 5,026 + 0,223 x 2 + 0,071 x 3 0,58 110<br />
400 y = 8,448 + 0,183 x 2 - 1,414 x 4 0,47 110<br />
1000 y = 6,600 + 0,046 x 1 + 0,143 x 2 - 1,681 x 4 + 4,627 x 5 0,40 110<br />
1500 y = 7,229 - 0,050 x 1 + 0,129 x 2 - 1,979 x 4 +4,968 x 5 0,40 110<br />
A mért talajparaméterek és az olajvisszatartás értékekre illesztett lineáris regressziós<br />
egyenletek alapján a talajminták olajvisszatartása a nyomás növekedésével egyre<br />
kevésbé fejezhetı ki a vizsgált talajtulajdonságokkal. A determinációs koefficiensek<br />
értéke alapján megállapítható, hogy a vizsgált talajminták olajvisszatartása alacsony<br />
nyomásokon „jó”, magas nyomásokon csak „megfelelı” pontossággal becsülhetı.<br />
R 2<br />
n<br />
367
Hernádi – Makó<br />
A különbözı becslési módszereket összehasonlítva a Leverett egyenlettel becsült<br />
olajvisszatartás értékek majdnem minden esetben kisebbek, mint a pedotranszfer függvényekkel<br />
becsült olajvisszatartó-képesség értékek. Alacsonyabb nyomáson a különbözı<br />
becslésekkel kapott olajvisszatartó-képeség értékek közötti különbségek eltérése<br />
még jelentısebb (2. ábra).<br />
tf%<br />
30,00<br />
25,00<br />
20,00<br />
15,00<br />
10,00<br />
5,00<br />
0,00<br />
Putnok<br />
FAO_pred<br />
MSZ_pred<br />
Leverett_pred<br />
0 2 20 50 150 400 1 000 1 500<br />
mbar<br />
368<br />
2. ábra A talajminták különbözı módszerrel becsült olajvisszatartó-képesség görbéi<br />
(Putnoki talajminta)<br />
A különbözı becslések jóságát összehasonlítva a FAO szabványú mechanikaiösszetétel<br />
értékekkel kidolgozott pedotranszfer függvényekkel becsülhetı legnagyobb<br />
pontossággal a talajminták olajvisszatartó-képessége. A becslési módszer jósága megfelelı<br />
(4. táblázat).<br />
4. táblázat A különbözı becslési módszerek összehasonlítása<br />
(Leverett, pedotranszfer függvények)<br />
n<br />
RMSR<br />
(
A talaj olajvisszatartó-képességének becslése különbözı módszerekkel<br />
5. táblázat A Concawe által javasolt, a mért és az összevont kategória rendszer<br />
olajvisszatartó-képesség értékei<br />
olajvisszatartó-képesség (tf%)<br />
Concawe<br />
Mért Concawe<br />
átlagértékek* módosított<br />
durva kavics 0.50 0.50<br />
kavics - durva homok 0.80 0.80<br />
durva homok - közepes homok 1.50 1.50<br />
közepes homok - finom homok 2.50 2.50<br />
finom homok - vályog/homokos vályog 4.00 3.00 3.00<br />
homokos vályog - vályog 4.00 4.00<br />
vályog - iszapos vályog 9.36 9.36<br />
iszapos vályog - iszapos agyagos vályog 14.27 14.27<br />
iszapos agyagos vályog - agyagos vályog 18.31 18.31<br />
* a textúra diagram alapján meghatározott fizikai féleség csoportonként<br />
mért vagy becsült olajvisszatartó-képesség<br />
(tf%)<br />
25.00<br />
20.00<br />
15.00<br />
10.00<br />
5.00<br />
0.00<br />
0 1 2<br />
conc<br />
conc_mod<br />
lev<br />
ped_FAO<br />
mért<br />
3. ábra A különbözı becslési módszerekkel számított és a mért olajvisszatartó-képesség értékek<br />
egy talajmintára, 400mbar nyomáson<br />
A Concawe-féle irányszámok kategóriarendszerének módosításával, bıvítésével<br />
meghatározott olajvisszatartó-képesség értékek jobban közelítik a mért értékeket, mint<br />
a Concawe által javasolt fizikai féleség kategóriák olajvisszatartó-képesség értékei.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
TAMOP-4.2.1/B-09/1/KONV-2010-0003<br />
Mobilitás és környezet: Jármőipari, energetikai és környezeti kutatások a Közép- és<br />
Nyugat-Dunántúli Régióban. A projekt a <strong>Magyar</strong> Állam és az Európai Unió támogatásával,<br />
az Európai Szociális Alap társfinanszírozásával valósul meg.<br />
Irodalomjegyzék<br />
AMYX, J. W., BASS, D. M., WHITTING, R. L. (1960). Pertoleum reservoir engineering. Physical<br />
properties. McGraw-Hill Book Company, New York, p.610<br />
BAUMER, O. M. (1992). Predicting unsaturated hydraulical parameters. In VAN GENUCHTEN, M.th. et<br />
al. (eds.) Proc. Nt. Workshop on Indirect Methods for Estimating the Hydraulic properties of Unsaturated<br />
Soils, riverside, CA. 11-13.Oct. 1989, University of California, riverside, CA, 341-354.<br />
369
Hernádi – Makó<br />
BOUMA, J. (1989). Using soil survey data for quantitative land evaluation. Adv. Soil Sci., 9 (1), 77-213.<br />
BRUTSAERT, W. (1966). Probably laws for pore size distributions. Soil Science, 101, 85-92.<br />
BUZÁS, I. (1993). A talaj fizikai, vízgazdálkodási és ásványtani vizsgálata. Talaj- és agrokémiai<br />
vizsgálati módszerkönyv 1, Inda 4231 Kiadó, Budapest.<br />
CONCAWE (1979). Protection of groundwater from oil pollution. Rep. No 3/79. The Hague<br />
DEMOND, A.H., ROBERTS, P.V. (1990). Effect of Interfacial forces on Two-Phase Capillary<br />
Pressure-Saturation relationships<br />
ELEK, B. (2009). A talajok szerves folyadékvisszatartó- és folyadékvezetı-képessége. Doktori<br />
(PhD) értekezés. Keszthely.<br />
GRIMAZ, S., ALLEN, S., STEWART, J., DOLCETTI, G. (2007) Predictive evaluation of the extent of<br />
the surface spreading for the case of accidental spillage of oil on ground. Selected Paper<br />
IcheaP8, AIDIC Conference series, 8, 151-160.<br />
HERNÁDI, H., MAKÓ, A. (2009). Szénhidrogén származékokkal szennyezett talajok olajvisszatartó-képességének<br />
becslése pedotranszfer függvényekkel. Mérnökgeológia-kızetmechanika<br />
2010, Mőegyetem Kiadó, Budapest.<br />
KEMPER, W.D., ROSENAU, R.C. (1986). Aggregate stability and size distribution. In KLUTE, A. (ed.)<br />
Methods of soil analysis. Part 1. 2nd ed. Agron. Monogr. 9. ASA, Madison, WI, 425–442<br />
KELLER, J.M., SIMONS, C.S. (2005). The influence of selected liquid and soil properties on the<br />
propagation of spills over flat permeable surfaces. U.S. Department of Energy, Richland,<br />
Washigton.<br />
MAKÓ, A. (2002). Measuring and estimating pressure-saturation curves on undisturbed soil<br />
samples by using water and NAPL. Agrokémia és Talajtan, 51 (1-2), 27-36.<br />
MAKÓ, A., MÁTÉ, F. (1991). Szerves folyadékok kapilláris emelkedése a talajban. Agrokémia és<br />
Talajtan, 40, 182-193.<br />
MAKÓ, A., MÁTÉ, F. (1992). Szerves folyadékok beszivárgásának vizsgálata talajoszlopokon.<br />
Agrokémia és Talajtan, 41, 214-226.<br />
MAKÓ, A., MÁTÉ, F., NÉMET, T., HERNÁDI, H. (2004). Különbözı mechanikai összetételő és<br />
aggregáltságú talajok szerves folyadék-visszatartó képességgének mérése. Poszter. <strong>Talajtani</strong><br />
Vándorgyőlés, Kecskemét.<br />
RAJKAI, K., VÁRALLYAI, GY., PACSEPSZKIJ, J.A., CSERBAKOV, R.A. (1981). A pF-görbék számítása<br />
a talaj mechanikai összetétele és térfogattömege alapján. Agrokémia és Talajtan, 30,<br />
409-438.<br />
RAJKAI, K. (1987-88). A talaj víztartó-képessége és a különbözı talajtulajdonságok összefüggésének<br />
vizsgálata. Agrokémia és Talajtan, 36-37, 15-30.<br />
RAJKAI, K., KABOS, S., JANSSON, P.E. (1999). Improving prediction of soil water retention with<br />
concomitant variable. In: Van Genuchten, F.J., LEIJ, L. WU. (Eds) Characterization and<br />
measurement of the hydraulic properties of unsaturated porous media. USDA. University of<br />
California, Riverside, 999-1004.<br />
RAJKAI, K. (2005). A víz mennyisége, eloszlása és áramlása a talajban. MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai<br />
Kutató Intézet, Budapest.<br />
RAWLS, W.J., GISH, T.J., VAN GENUCHTEN, JANSSON, P. (1991). Estimating soil water retention<br />
from soil physical properties and characteristics. Adv. Soil Sci., 16, 213-234.<br />
VAN GENUCHTEN, M. TH., LEIJ, F.J. (1992). On estimating the hydraulic properties of<br />
unsaturated soils. In. VAN GENUCHTEN, M. Th (ed.) Proc. Int. Workshop on indirect<br />
methods for estimating the hydraulic properties of unsaturated soils. Riverside, CA. 11-13.<br />
Oct. 1989. Univ. Of California, Riverside, CA,1-14.<br />
WÖSTEN, J.H.M., PACHEPSKY, YA.A., RAWLS, W. J. (2001). Pedotransfer functions: Bridging<br />
the gap between available basic soil data and missing soil hydraulic caracteristic. J. Hydrol.<br />
(Amsterdam), 251, 123-150.<br />
370
RENDSZERES TALAJVIZSGÁLAT SZEREPE A<br />
GYÜMÖLCSÖSÖK TÁPANYAG-<br />
UTÁNPÓTLÁSÁBAN<br />
Illés Attila 1 , Nyéki József 1 , Szabó Zoltán 1 , Szıllısi Nikolett 2 , Nagy Péter Tamás 3<br />
1 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Kutatási és Fejlesztési<br />
Intézet, Debrecen<br />
2<br />
Debreceni Egyetem, Mezıgazdaság-, Élelmiszertudományi és Környezetgazdálkodási Kar,<br />
Víz- és Környezetgazdálkodási Tanszék, Debrecen<br />
3 Debreceni Egyetem, Mezıgazdaság-, Élelmiszertudományi és Környezetgazdálkodási Kar,<br />
Agrokémiai és <strong>Talajtani</strong> Tanszék, Debrecen<br />
email: portnoy01@gmail.com<br />
Összefoglalás<br />
Napjaink termıhely orientált és környezet kímélı tápanyag-utánpótlási stratégiája megköveteli<br />
a rendszeres talajvizsgálatokat. A rendszeres talajvizsgálatok segítenek a termıhelyen uralkodó<br />
tápanyag ellátottsági viszonyok feltérképezésében. A hazai szakirodalom sajnos igen szőkös a<br />
gyümölcsösök tápanyag-utánpótlásával kapcsolatban. A válság okozta pénzügyi instabilitás, a<br />
romló piaci értékesítési lehetıségek, a mőtrágyaárak emelkedése mind, mind abba az irányba<br />
kényszeríti a gazdálkodót, hogy „költségkímélés” címszó alatt elhagyja a rendszeres talaj- és<br />
növényanalízisen alapuló tápanyagpótlást és azt „ad hoc” módon hagyomány és korábbi tapasztalatok<br />
alapján „szemre” végezze. Éppen ezért vizsgálataink elsıdleges célja, hogy újabb információkkal,<br />
adatokkal egészítsük ki a szakterület elég szőkös ismeretanyagát<br />
Vizsgálati anyagunkban egy hagyományosan, talajvizsgálati eredmények nélküli, trágyázott és<br />
egy rendszeres talajvizsgálati eredményekre alapozottan trágyázott mintaterületet hasonlítunk össze.<br />
Summary<br />
Nowadays’ planting area oriented and environmentally friendly nutrient supplement strategy<br />
requires regular soil analyses. These help to get information about nutrient supplement in<br />
planting area. Unfortunately Hungarian literature is short of this topic. Financial instability<br />
caused by economical crises, the hard market possibilities, the more expensive chemical fertilizers<br />
force the grower to produce in lower cost level, ignoring the regular soil and plant<br />
analysis based on the nutrient supplement and supplying by the conventional and previous<br />
experiences. Accordingly our research aims to complete this scant supplement specialty with<br />
new information and data.<br />
In our study, from view point of chemical feritlizers, we compare a conventional planting<br />
area without soil nutrient analyse results and another one based on regular soil nutrient analyses<br />
Bevezetés<br />
Az elmúlt évtizedekben Közép-Európa szinte teljes területén, köztük <strong>Magyar</strong>országon<br />
is jelentıs mértékben romlott a mővelt talajok fizikai és biológiai állapota. Emellett a<br />
talajok jelentıs része eróziótól, deflációtól veszélyeztetett, romlott a talajok szerkezete<br />
és szervesanyag mérlege. A talajok állapotára az idıjárási szélsıségek (csapadék többlet,<br />
aszály) is kedvezıtlen hatásúak, ugyanakkor a rossz talajállapot is súlyosbítja a<br />
klimatikus szélsıségekkel összefüggı gazdasági károkat. Napjaink termıhely orientált<br />
371
Illés – Nyéki – Szabó – Szıllısi – Nagy<br />
és környezet kímélı tápanyag-utánpótlási stratégiája megköveteli a rendszeres talajvizsgálatokat,<br />
amelyek segítenek a termıhelyen uralkodó tápanyag ellátottsági viszonyok<br />
feltérképezésében. Szakszerő, nem hagyományos elven mőködı tápanyag utánpótlás<br />
csak rendszeres talajvizsgálatok eredményeinek kiértékelése alapján történhet.<br />
A hazai szakirodalom csak igen szőkös a gyümölcsösök tápanyag-utánpótlásával<br />
kapcsolatban, TERTS, PAPP, SZŐCS és NAGY munkássága említhetı. Még kevesebb az<br />
egyes termesztési módok közötti összehasonlító munka, bár a téma aktualitását az<br />
élénk nemzetközi publikációs tevékenység is indokolja (PERYEA, et al., 2008; RIGBY,<br />
CÁDERES, 2001; SCHUPP 2004; GLOVER, et al., 2000; LESTER, 2006; WORTHINGTON,<br />
2001). Továbbá a termesztési mód döntıen befolyásolja a tápanyagpótlás gyakorlatát<br />
és ezen keresztül a kialakuló termés nagyságát és minıségét (NAGY et al., 2010).<br />
A válság okozta pénzügyi instabilitás, a romló piaci értékesítési lehetıségek, a mőtrágyaárak<br />
emelkedése mind, mind abba az irányba kényszeríti a gazdálkodót, hogy<br />
„költségkímélés” címszó alatt elhagyja a rendszeres talaj- és növényanalízisen alapuló<br />
tápanyagpótlást és azt „ad hoc” módon hagyomány és korábbi tapasztalatok alapján<br />
„szemre” végezze. Ez tovább fokozza a termelı versenyképtelenségét és lemaradást<br />
eredményez. Éppen ezért vizsgálataink elsıdleges célja, hogy újabb információkkal,<br />
adatokkal egészítsük ki a szakterület szőkös ismeretanyagát, ezzel segítve a gazdálkodókat<br />
döntéseik meghozásában, és ösztönözzük ıket arra, hogy a minıségi gyümölcstermesztés<br />
irányába mozduljanak el.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A kísérleti terület bemutatása<br />
A vizsgálati területek a szabolcs-szatmár-bereg megyei Csengerben találhatóak. A<br />
terület talajának típusa erıssen kötött, humuszban gazdag vályogtalaj. A hagyományos<br />
módon mővelt Idared fajta telepítése 1986-ban történt, 5x3 méteres térállásban. Alanya<br />
MM106. Az integrált Idared gyümölcsös telepítési éve 1995 térállása 4x1,2 m, alanya<br />
M9. Ez a mővelési forma a gyenge növekedéső M9-es alanynak köszönhetıen már<br />
támrendszert igényel. Az integrált gyümölcsös öntözhetı.<br />
A vizsgált, két különbözı alanyon lévı azonos Idared fajta fenológiájában eltérés<br />
nem mutatkozott.<br />
Mérések<br />
A vizsgálatban a talaj mikro,- makro elem taralmát illetve a levelek mikro,- makro elem<br />
tartalmát mértük. A vizsgálatban a 2006-os és 2009-es talajvizsgálati eredményeket illetve<br />
a 2009-es és 2010-es nyári levélminta eredményeket használtuk fel. Talajvizsgálat<br />
esetén mindkét területen 5-5 különbözı mintavételi pontról vettünk mintát a 0-30 cm-es<br />
talajrétegbıl, 30-60 cm-es talajrétegbıl és ezen pontok mintáinak átlagából képeztük a<br />
területre jellemzı átlagmintát. Levélanalízis tekintetében a vizsgálatra a levélmintákat jól<br />
megvilágított lombkoronából, egészséges hajtások végétıl számított 4.-6. leveleket szedtük<br />
le vállmagasságban, levélnyéllel együtt a gyümölcsös különbözı részein (NAGY.<br />
2009). Ezek mellett az egyes területek hozam adatait is összevetettük. A laboratóriumi<br />
vizsgálatokat az akreditált SGS Hungaria Kft. és UIS Ungarn Kft. laborjaiban végeztük.<br />
A vizsgált területek kezelései<br />
Mind a hagyományos, mind az integrált terület többször kapott szervestrágyát, A<br />
szervestrágya mellett mésziszappal és minden évben mőtrágyával kezeltük. A minıségi<br />
372
Rendszeres talajvizsgálat szerepe a gyümölcsösök tápanyag-utánpótlásában<br />
termés érdekében a gyümölcsösöket a könnyen felszívódó, növényvédıszerekkel<br />
együtt kijuttatható lombtrágyákkal permeteztük. A gyümölcsösök tápanyagutánpótlási<br />
kezeléseit az 1. táblázat és a 2. táblázat tartalmazza.<br />
A hagyományos módon mővelt terület a telepítési évben 500q/ha szervestrágyát kapott,<br />
csakúgy, mint 1996-ban, míg 2002-ben már csak 400q/ha. A területet háromszor<br />
mésziszappal kezeltük (1986, 2000, 2007). Az integrált ültetvény szervestrágya menynyisége<br />
ugyanannyi, viszont a telepítéstıl számítva a kijuttatások között kevesebb idı<br />
telt el.<br />
1. táblázat Hagyományos és integrált gyümölcsös talaj tápanyag-utánpótlása<br />
Forrás: saját<br />
2. táblázat Hagyományos és integrált ültetvény tápanyag-utánpótlása lombon keresztül<br />
Forrás: saját<br />
Vizsgálati eredmények<br />
A talajvizsgálati eredményekbıl alapján a vizsgált területek erısen kötött, agyagos<br />
vályog (NYÉKI, 2007). Alma telepítés szempontjából a megfelelı pH-tartomány 5,7-<br />
7,6, gyengén savanyú talajok, ami a két Idared ültetvény területeit tekintve optimális<br />
(4. táblázat). A mikro- és makroelemek ellátása szempontjából ez a pH tartomány szintén<br />
optimálisnak tekinthetı.<br />
373
Illés – Nyéki – Szabó – Szıllısi – Nagy<br />
Az integrált gyümölcsös talaj tápanyag-utánpótlása intenzívebb a hagyományos ültetvényhez<br />
képest (1. táblázat). Ez a különbség megmutatkozik a terméshozamokban<br />
(3. táblázat), ami az intenzívebb termesztéstechnológiának is köszönhetı. A 2007-es<br />
évben a gyümölcsösök 100% fagykárt szenvedtek.<br />
3. táblázat Hagyományos és integrált ültetvény terméshozama<br />
Forrás: saját<br />
4. táblázat Intergrált és hagyományos ültetvény talajvizsgálati eredménye (2006, 2010)<br />
A talajanalitikai eredmények, amelyeket 5 %-os hibaszámítással végeztek, rámutatnak,<br />
hogy megfelelı szintő N-ellátottság (humusztartalom alapján) ellenére a talaj felvehetı,<br />
ásványi nitrogén készlete kicsi. Ez arra utal, hogy az ásványosodott nitrogén<br />
túlnyomórészt felvételre kerül (lásd levéldiagnosztikai adatok, 5. táblázat) és az utánpótlás<br />
sebessége sokszor nem elégíti ki a fák szezonálisan ingadozó, de alapjában jelentıs<br />
nitrogénigényét.<br />
Az integrált ültetvény talajában - mindkét vizsgált szintben - jelentısebb nitrát-tartalmat<br />
mértünk. Ez az eltérı tápanyagpótlási gyakorlattal és a kijuttatott dózisokkal magyarázható.<br />
374
Rendszeres talajvizsgálat szerepe a gyümölcsösök tápanyag-utánpótlásában<br />
A vizsgált ültetvények talajának AL-oldható foszfortartalma többnyire megfelelı.<br />
Mennyisége a mélységgel csökken (4. táblázat). Adatainkkal ellentmondani látszik a<br />
levélben mért kis P-koncentráció. Ez azzal magyarázható, hogy a terület talajának kötöttségi<br />
viszonyai gátolják a foszforfelvételt. Adataink rámutatnak, hogy helyes diagnózis<br />
csak talaj- és lombanalízis együttes elvégzése után, az eredmények összegzése<br />
révén lehetséges. A területek talajában mért jelentıs AL-oldható káliumtartalom nem<br />
tükrözıdik a levéldiagnosztikai vizsgálatok eredményeiben (4. és 5. táblázat). A levélanalitikai<br />
vizsgálatokat szintén 5 %-os hibaszámítással végezték.<br />
Ennek magyarázatául szintén a talaj jelentıs kötöttsége szolgálhat, ami csökkenti a<br />
kálium felvehetıségét.<br />
5. táblázat Hagyományos és integrált ültetvény levélvizsgálati eredménye<br />
Forrás: UIS Ungarn Laborvizsgálati és Szolgáltató Kft.<br />
Integrált termesztés technológiai körülmények között a fák a nagyobb és jobb minıségő<br />
termés elérése érdekében sokkal több tápanyagot is használnak fel, mobilizálnak,<br />
mint egy hagyományos technológiájú ültetvényben. Ezt ellensúlyozzuk az intenzívebb<br />
tápanyag-utánpótlással (lomb- és talajtrágyázás). A levelek NPK felhasználása sokkal<br />
intenzívebb egy integrált ültetvényben (5. táblázat).<br />
Az integrált gyümölcsös leveleinek Ca-tartalma nagyobb (5. táblázat), ami a hoszszabb<br />
tárolhatóság szempontjából nélkülözhetetlen többszöri Ca-lombtrágyázásnak<br />
köszönhetı (2. táblázat). A levelek kalciumtartalma a vegetáció során fokozatosan<br />
növekszik, ami szoros összefüggésben van a talaj víztartalmával. A 2010-es, csapadékos<br />
évnek köszönhetıen a kalcium beépülése akadálytalan volt. Optimális kalcium<br />
ellátottság megfelelı nitrogénfelvételt, fehérjeszintézist eredményez.<br />
A levelek N/K arányértéke a hagyományos ültetvényben 2,1, míg az integráltban 2,6,<br />
amibıl arra lehet következtetni, hogy kálium hiányos állapot áll fenn a levelekben, fıleg az<br />
intenzív gyümölcsösnél. A levelek optimális kálium ellátottsága 1,0-1,6 (SZŐCS, 1999).<br />
A levelek magnézium tartalma kedvezınek mondható. A K/Mg arányát tekintve a<br />
tápelemek aránya kielégítı, amely megfelelı kalcium és nitrogén felvételt eredményez.<br />
Ugyanilyen harmonikus arány áll fenn a K/Ca esetén is, mely 1,0 és 0,5 a hagyományos<br />
és intenzív gyümölcsök leveleiben.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
Az integrált gyümölcsös talaj tápanyag-utánpótlása intenzívebb a hagyományos ültetvényhez<br />
képest (1. táblázat), mely a terméshozamok (3. táblázat) közötti eltérésdekben<br />
nyílvánul meg, mely persze az integrált termesztéstechnológiának is köszönhetı.<br />
A hagyományos, extenzív gyümölcsösökben a tápanyagok utánpótlása nem követi<br />
azok felhasználását, ezáltal a gyümölcsfák nem jutnak kellı mennyiségő felvehetı<br />
375
Illés – Nyéki – Szabó – Szıllısi – Nagy<br />
tápanyaghoz. Ezt a tápanyaghiányt mindenképp pótolni kellene. Levélanalízis évente, a<br />
talajok tápanyagvizsgálata legalább 3 évente szőkséges egy integrált-, míg a hagyományos<br />
ültetvényekben is legalább 5 évente vizsgálni kellene a fenti paramétereket a kiegyenlítettebb<br />
hozamok elérése, valamint a minıségi gyümölcstermesztés érdekében<br />
Az intenzívebb tápelem-forgalom nagyobb tápanyag utánpótlást igényel. Fontos<br />
azonban megjegyeznünk, hogy a termıhely orientált, észszerő, tápanyaggazdálkodásnak<br />
és a rendszeres kémiai analíziseknek óriási szerepe van a környezetkímélı<br />
és gazdaságos tápanyag-gazdálkodás megvalósításában.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Kutatásainkat az OM-00042/2008, az OM-00270/2008 és az OM-00265/2008 pályázatok<br />
keretében valósítottuk meg.<br />
Irodalom<br />
GLOVER, J.D., REGANOLD, J.P., ANDREWS, P.K. (2000). Systematic method for rating soil<br />
quality of conventional, organic, and integrated apple orchards in Washington State. Agr.<br />
Ecosyst. Environ., 80, 29-45.<br />
LESTER, G. E. (2006). Organic versus conventionally grown produce:quality differences, and<br />
guidelines for comparison studies. Hortscience, 41 (2), 296-299.<br />
NAGY, P. (2009). Gyümölcsösök tápanyag-gazdálkodásának idıszerő kérdései. Debreceni<br />
Egyetem, 108.<br />
NAGY, P.T., NYÉKI, J., SZABÓ, Z. (2010). Nutritional aspects of producing fruits organically. Int.<br />
J. Hort. Sci., 16 (3), 69-74.<br />
NAGY, P.T. (2009). Gyümölcsösök tápanyag-gazdálkodásának idıszerő kérdései.<br />
Debreceni Egyetem, AMTC, KFI, 105-114.<br />
NYÉKI, J. (2007). Gyümölcsültetvények tervezése, fajtahasználat. Agrárképzés a Dél-Alföldön.<br />
MVH kiadvány<br />
PAPP, J., TAMÁSI, J. (1979). Gyümölcsösök talajmővelése és tápanyagellátása. Mezıgazdasági<br />
Kiadó, Budapest.<br />
PERYEA, F.J., DUNLEY, J.E. (2008). Orchard management strategy influences leaf mineral<br />
element concentrations of d'Anjou pear. Acta Hort., 800, 577–582.<br />
RIGBY, D., CÁDERES, D. (2001). Organic farming and the sustainability of agricultural systems.<br />
Agricultural Systems, 68, 21–40.<br />
SCHUPP, J. (2004). Mineral nutrient management for organic fruit production NewYork Fruit<br />
Quarterly, 12 (2), 31–34.<br />
SZŐCS, E. (1999). A gyümölcsösök talaj-és tápanyagigénye, trágyázása. In: FÜLEKY, Gy.<br />
(szerk.) Tápanyag-gazdálkodás. Mezıgazda kiadó, Budapest, 462-502<br />
SZŐCS, E. (1999). A gyümölcsösök talaj- és tápanyagigénye, trágyázása. In: Füleky Gy.<br />
(szerk.): Tápanyag-gazdálkodás. Mezıgazda kiadó, Budapest, 462-502.<br />
SZŐCS, E. (2000): Tápanyag-gazdálkodás. In: GONDA (szerk.) Minıségi almatermesztés.<br />
PRIMOM Vállalkozásélénkítı Alapítvány Vállalkozói Központ, Nyíregyháza, 186-200.<br />
PAPP, J. (1997). Gyümölcsösök tápanyag-gazdálkodása. In SOLTÉSZ, M. (szerk.) Integrált<br />
gyümölcstermesztés, Mezıgazda kiadó, Budapest, 236-262.<br />
TERTS, I. (1970). Gyümölcsfélék trágyázása. Mezıgazda Kiadó, Budapest<br />
WORTHINGTON, V. (2001). Nutritional quality of organic versus conventional fruits, vegetables<br />
and grains. J. Alt. Complem. Med., 7, 161-173.<br />
376
İRSÉGI ERDİTALAJOK SZÉNTARTALMI<br />
VIZSGÁLATA<br />
Juhász Péter 1 , Bidló András 1 , Ódor Péter 2 , Heil Bálint 1 , Kovács Gábor 1<br />
1 Nyugat-magyarországi Egyetem, Erdımérnöki Kar, Környezet és Földtudományi Intézet,<br />
Termıhelyismerettani Intézeti Tanszék, Sopron<br />
2 Eötvös Loránd Tudományegyetem, Növényrendszertani és Ökológiai Tanszék, Budapest<br />
e-mail: j.petya@emk.nyme.hu<br />
Összefoglalás<br />
Hazánk legnyugatibb szegletében helyezkedik el az İrség, mely tágabb értelemben magában<br />
foglalja az Alsó- és Felsı-İrséget, a Vasi-hegyhátat és a Vendvidék magyarországi területét. A<br />
táj a természetföldrajzi adottságoknak, illetve az évszázados múltra visszatekintı kultúrhatásnak<br />
köszönhetıen változó vízellátottságú, pszeudoglejes barna erdıtalajokkal jellemezhetı termıhelyekkel<br />
rendelkezik. A termıhelyek mai állapotát nagyban befolyásolják a korábbi erdıhasználati<br />
módszerek (ún. „kisparaszti szálalás”), illetve a jelentıs avarhasználat.<br />
Munkánk során – egy nagyobb projekthez kapcsolódóan – mértük fel az ırségi erdıterületek<br />
talajának széntartalmát. Felvételeinket 35, korábban különbözı használatokkal érintett, többnyire<br />
fenyıelegyes lombos állományban végeztük el. Mintaterületenként öt ismétlésben, a talaj<br />
felszínérıl avarmintát, illetve a feltalajból (0-30 cm) rétegenként talajmintát győjtöttünk. Az<br />
egyes mintáknak meghatároztuk a tömegét, a pH-ját, szén- és nitrogéntartalmát, valamint a<br />
talajminták mechanikai összetételét. Mintaterületenként vizsgáltuk a talajok térfogattömegét is.<br />
Méréseink szerint az avar átlagos mennyisége 15,5 t/ha, ennek 67%-a bomlott avar, 15%-a<br />
lombavar, 12%-a tőlevél és 6%-a ág. Az avar vizes kémhatása 5,3, az avarban tárolt szén menynyisége<br />
5 t C/ha. A talaj átlagos pH értéke a különbözı rétegekben 4,3-4,4 közötti, átlagos térfogattömege<br />
1,2 g/cm 3 , a talajban tárolt szén mennyisége 46 tonna hektáronként.<br />
Summary<br />
The İrség is situated in the westernmost corner of Hungary. This region includes four parts: the<br />
Alsó- and the Felsı-İrség, the Vasi-hegyhát and the Hungarian area of the Vend-region. The<br />
landscape has mostly pseudogley brown forest soil sites with variable hydrology owing to the<br />
geographical characteristics respectively the centuries-old culture like the special methods for<br />
the sylviculture and the litter gathering.<br />
Joining to a bigger project our investigation was about to measure the carbon content of the<br />
forest soils in the İrség. Samples were taken from 35 plots (five replicates per plots) of mostly<br />
mixed forest stands that were used differently before. Samples were collected from the litter of<br />
the surface and from the 0-5, 5-10, 10-20 and 20-30 cm soil layers according to the specification<br />
of the IPCC. The following properties of the samples were examined: dry mass, pH, C- and<br />
N-content as well as the mechanical composition of the soil. The bulk density of the soil was<br />
also measured in each sample plot.<br />
According to our measurements the average amount of the litter is 15,5 ton ha -1 . It contains<br />
67% of decomposed litter, 15% of foliage litter, 12% of needles and 6% of branches. The pH of<br />
the litter is 5,3, the litter carbon stock is about 5 ton C ha -1 on the average. The pH of the different<br />
soil layers is between 4,3 and 4,4, with an average bulk density of 1,2 g cm -3 and 46 ton C<br />
ha -1 carbon content.<br />
377
Juhász – Bidló – Ódor – Heil – Kovács<br />
Bevezetés<br />
Az erdık és azon belül is az erdıtalajok szénmegkötı képességének a vizsgálata azóta<br />
vált különösen fontossá, mióta bebizonyosodott, hogy Földünk klímájában az emberi<br />
tevékenység hatására globális változások indultak el (SOMOGYI, HORVÁTH, 2006). A<br />
növényzet, ezen belül az erdık fontos szerepet játszanak a klíma stabilizálásában, illetve<br />
a negatív hatások mérséklésében (FÜHRER, MÁTYÁS, 2005, 2006). A szénmegkötés,<br />
illetve -tárolás szempontjából hangsúlyozandó, hogy az erdei ökoszisztémákban a talaj<br />
igen nagy jelentıséggel bír, hiszen ez az a komponens, amely végleges szénnyelıként<br />
(sink) funkcionál, a holt szerves anyag és a humuszanyagok felhalmozódása, raktározása<br />
által (MÁTYÁS, 2005).<br />
Az İrség területe domborzatilag az Alpok keleti nyúlványainak folytatása. Nyugatról<br />
kelet felé fokozatosan ellaposodó dombokból és dombsorokból áll, melyek tengerszint<br />
feletti magassága 350-150 méterig csökken (DANSZKY, 1963; HALÁSZ, 2006).<br />
Jelentıs folyója a Rába, amely mintegy természetes határt alkot a Rába-völgyétıl<br />
északra az országhatáron átnyúló Felsı-İrség és az országhatár által szintén kettévágott<br />
Alsó-İrség között. A tájrészletet északon a Rábába sietı patakok völgyei, déli<br />
részén a Zalába és a Kerkába futó völgyek tagolják (HALÁSZ, 2006).<br />
A táj egységesen a mérsékelten hővös – nedves klíma hatása alatt áll. Az átlagos évi középhımérséklet<br />
9,5 °C, a tenyészidıszaki 15,8 °C. Az átlagos évi csapadékösszeg 738 mm,<br />
ebbıl 467 mm (63 %) a tenyészidıszakban esik. Az İrség az ország leghumidabb tája. Sok<br />
a csapadék és magas a relatív páratartalom, ez alapján, az erdészeti klímaosztályozás szerint,<br />
bükkös klímával jellemezhetjük. A záporszerően és nagy mennyiségben lezúduló<br />
csapadék idıszakosan vízfeleslegedet ad, ami levegıtlen állapotot és pangó vizet hoz létre<br />
a talajban (DANSZKY, 1963, HALÁSZ, 2006).<br />
Az İrség geológiai szempontból három folyónak (Rába, Zala, Kerka), és ezek mellékfolyóinak<br />
hordalékából épül fel. A táj nagy részét pannóniai eredető homokosagyagos<br />
üledékek alkotják. Ezekre rakódott rá a folyók harmad- és negyedkori hordaléktakarója<br />
(DANSZKY, 1963). A Rába egykori kavicsteraszát rövid patakvölgyek tagolják,<br />
felszínét fıként a Rába kiemelt kavicstakarója alkotja, amelyet többnyire agyagosodott<br />
jégkori vályog borít (HALÁSZ, 2006).<br />
A klimatikus és geológiai adottságoknak köszönhetıen a táj döntı részét barna erdıtalajok,<br />
azon belül is pszeudoglejes, agyagbemosódásos, ill. gyengén podzolos pszeudoglejes<br />
barna erdıtalajok borítják (BERKI et al., 1995). A terület kevesebb, mint 5%-án kavicsos<br />
váztalaj, humuszos öntéstalaj, öntés réti talaj, réti talaj, réti erdıtalaj, öntés erdıtalaj,<br />
lejtıhordalék erdıtalaj, valamint rozsdabarna erdıtalaj is elıfordul (HALÁSZ, 2006).<br />
Növényföldrajzi szempontból a táj a tőlevelő elegyes lomberdık vegetációzónájába<br />
esik. A dombhátak agyag- és vályogtalajain tölgy- és bükk elegyes erdeifenyvesek,<br />
kavicson elegyetlen mészkerülı erdeifenyvesek élnek. A völgyoldalakra gyertyánostölgyesek,<br />
bükkösök jellemzıek, egyes északi kitettségő völgylábakon elegyes<br />
lucfenyvesek alkotnak extrazonális társulásokat (PÓCS 1960; PÓCS et al., 1958, 1962;<br />
SZODFRIDT, 1961; TÍMÁR, 1995, 2002).<br />
Anyag és módszer<br />
Vizsgálatainkat ırségi erdıterületeken végeztük – egy nagyobb projekt részeként –<br />
melynek során mértük az erdıtalajok, illetve az avartakaró széntartalmát. Méréseinket<br />
35 mintaterületen, korábban különbözı használatokkal érintett, hetven évnél idısebb,<br />
378
İrségi erdıtalajok széntartalmi vizsgálata<br />
többnyire fenyıelegyes lombos állományokban végeztük el. Mintaterületenként öt<br />
ismétlésben, a talaj felszínérıl egy 30x30 cm-es keret segítségével avarmintát, illetve –<br />
az IPCC (2003, 2006) módszertani elıírásnak megfelelıen, amely a talaj felsı, 0-30<br />
cm-es rétegére vonatkozó széntartalombecslést írja elı – 0-5, 5-10, 10-20 és 20-30 cm<br />
rétegekbıl talajmintát győjtöttünk. Az avarmintákat szétválogattuk (levél, tő, ág, bomlott<br />
összetevıkre), majd meghatároztuk az összetevık száraz tömegét. Az összes avarmintának<br />
mértük a pH-ját (pH H 2 O), illetve mintaterületenként 1-1 pontban a szén- és<br />
nitrogéntartalmát. A talajmintáknak szintén mértük a pH-ját, valamint mintaterületenként<br />
1-1 pontban a szén- és nitrogéntartalmát, továbbá mechanikai összetételt. A talaj<br />
térfogattömegének meghatározásához talajrétegenként Vér-féle hengerrel bolygatatlan<br />
talajmintát is vettünk az egyes mintaterületeken. A talajszelvényekbıl vett minták laboratóriumi<br />
vizsgálatát a <strong>Magyar</strong> Szabványban foglaltak szerint végeztük el (BELLÉR,<br />
1997). A szerves széntartalmat Elementar vario EL CNS készülékkel határoztuk meg.<br />
Eredmények<br />
Talajvizsgálati eredményeink szerint többnyire pszeudoglejes és agyagbemosódásos<br />
barna erdıtalajok találhatók a mintaterületeken. Ezek jó része meglehetısen erodált<br />
felszínő, amit az alacsony humusztartalom mellett gyakran a felszín közeli redukciós<br />
bélyegek is jeleznek. A Rába kavicstakarójának köszönhetıen egyes szelvényeknél<br />
igen magas (40-50, ill. 60-70%) váztartalommal találkoztunk a feltalajban. A vizsgált<br />
talajok fizikai talajfélesége többnyire vályog, agyagos vályog, ill. agyag.<br />
Az avartakaró mennyiségét és összetételét alapvetıen az erdıállomány fafaj összetétele,<br />
illetve szerkezete határozta meg. Az átlagos avartömeg összetevınként az alábbiak<br />
szerint alakult: levél 20,4 g, tő 8,4 g, ág 16,5 g, míg a bomlott rész 95,1 g-ot tesz<br />
ki mintapontonként. Ezeket az érékeket hektárra vetítve levélbıl 2,3 tonna, tőbıl 0,9<br />
tonna, ágból 1,8 tonna, bomlott részbıl pedig 10,6 tonna fajlagos tömegértékeket kapunk.<br />
Az összes avartakaró száraz tömege mintegy 15,5 tonna hektáronként. Az avarösszetevık<br />
megoszlását az 1. ábra szemlélteti.<br />
15%<br />
6%<br />
67%<br />
12%<br />
levél tő ág bomlott<br />
1. ábra Az avarösszetevık átlagos megoszlása<br />
Az avarminták átlagos pH értéke 5,3, szórása 0,2. A feltalaj pH értékeinek átlagai a<br />
2. ábra szerint alakultak, fentrıl lefelé haladva rendre pH 4,4 – 4,3 – 4,3 – 4,4. A maximális<br />
pH érték a talajban 4,8 míg az általunk mért legkisebb érték pH 3,9. A szórás<br />
379
Juhász – Bidló – Ódor – Heil – Kovács<br />
mindegyik talajrétegben 0,2 egység. A kémhatás alapján történı osztályozás szerint így<br />
mintaterületeink feltalaja erısen savanyúnak – savanyúnak mondható. A talaj savanyodásához<br />
a csapadékos klíma, ill. az intenzív kilúgozás mellett hozzájárulhatott az esetleges<br />
korábbi avarhasználat (alomszedés) is, ugyanis KOTROCZÓ (2009) vizsgálatai<br />
szerint a csökkenı avarbevitel a talaj pH-jának csökkenéséhez vezet.<br />
Az avar szerves széntartalmát vizsgálva viszonylag alacsony értékeket kaptunk, az<br />
átlag mintegy 40 C%. A legkisebb és legnagyobb széntartalom érték 25 – 45%, így a<br />
legmagasabb sem éri el az 50%-ot. Fajlagos értéket számítva átlagosan az avar mintegy<br />
5 tonna szenet tárol hektáronként a mintaterületeinken. Az avar széntartalom értékek<br />
szórása 2 tC/ha.<br />
14,0<br />
380<br />
pH<br />
12,0<br />
10,0<br />
8,0<br />
6,0<br />
4,0<br />
2,0<br />
0,0<br />
5,3<br />
4,4<br />
4,3<br />
4,3<br />
4,4<br />
avar 0-5 5-10 10-20 20-30<br />
Talajmélység (cm)<br />
2. ábra Az avar és a talajrétegek átlagos pH értéke a szélsı értékekkel<br />
A talaj térfogattömeg értékekre a talaj szerves C-tartalmának t/ha dimenzióban való<br />
meghatározásához van szükség. A mérések során kapott értékeket átlagolva és a váztartalommal<br />
redukálva az 1. táblázatban feltüntetett értékeket kaptuk.<br />
1. táblázat. A talaj térfogattömeg értékek átlaga és szórása<br />
Mélység<br />
(cm)<br />
Átlagos térfogattömeg<br />
(g/cm 3 )<br />
Átlagos redukált<br />
térfogattömeg<br />
(g/cm 3 )<br />
Red. térf.<br />
tömeg<br />
szórása<br />
(g/cm 3 )<br />
0-5 1,0 1,0 0,2<br />
5-10 1,3 1,2 0,2<br />
10-20 1,4 1,3 0,2<br />
20-30 1,5 1,4 0,3<br />
A feltalaj egészének az átlagos térfogattömege 1,2 g/cm 3 . A MARTHA (MAKÓ et<br />
al., 2009) adatbázisban a pszeudoglejes és agyagbemosódásos barna erdıtalajok típusainál<br />
– a feltalajra vonatkozóan – 1,4-1,5 g/cm 3 térfogattömeg értékek találhatóak.<br />
Az egyes talajrétegek szerves széntartalmát vizsgálva megállapítottuk, hogy átlagosan<br />
a feltalaj (0-30 cm) összesen mintegy 46 tonna szenet tárol hektáronként (3. ábra).<br />
Az avarral együtt ez 51 t C/ha-t tesz ki. A szórás érékek 2-5 t C/ha közötti értéket mutatnak<br />
rétegenként. A legkisebb szerves széntartalmat az avartakarónál mértük (3 t
İrségi erdıtalajok széntartalmi vizsgálata<br />
C/ha), a legmagasabbat pedig a 0-5 cm-es talajrétegben, amely 36 t C/ha. Az avartakaró<br />
átlagos széntartalmát a feltalajéval összehasonlítva megállapíthatjuk, hogy az avarban<br />
tárolt szénmennyiség közel 10%-a a feltalaj széntartalmának.<br />
Széntartalom (t C/ha)<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
20<br />
5<br />
16<br />
9<br />
13<br />
8<br />
51<br />
0<br />
avar 0-5 5-10 10-20 20-30 összes:<br />
Talajmélység (cm)<br />
3. ábra Az avar és a talajrétegek átlagos hektáronkénti széntartalma a szélsı értékekkel<br />
A kapott eredmények a hazai szakirodalomban eddig fellelhetı eredményeknek megfelelıen<br />
alakultak (HORVÁTH, 2006; SOMOGYI, HORVÁTH, 2006; FÜHRER, 2007;<br />
FÜHRER, JAGODICS, 2007; JUHÁSZ et al., 2009). Korábbi vizsgálataink szerint hasonló<br />
talajadottságokkal rendelkezı (többnyire erodált, pszeudoglejes barna erdıtalajú), erdısítés<br />
elıtt álló gyepterületek feltalajának átlagos széntartalma 42 t C/ha (25 – 57 t C/ha<br />
szélsıértékekkel) (JUHÁSZ et al., 2009). További vizsgálatot igényel, hogy a korábbi<br />
avarhasználat milyen hatással volt a talajok átlagos széntartalmára. Ezeket a vizsgálatokat<br />
az erdıállományok történetének részletes felderítése után tudjuk elvégezni.<br />
Az eredményekbıl kitőnik, hogy a talajok egyes mintaterületeken belüli változatossága<br />
gyakran nagyobb, mint a mintaterületek közötti változatosság.<br />
Köszönetnyilvánítás<br />
Munkánkat az OTKA és a TÁMOP 4.2.2 támogatás segítségével végeztük.<br />
Irodalom<br />
BELLÉR, P. (1997). Talajvizsgálati módszerek. Egyetemi jegyzet, Sopron.<br />
BERKI, I., NÉMETH, S., SIPOS, E., STEFANOVITS, P. (1995). Nyugat-Dunántúl legfontosabb talajtípusainak<br />
rövid áttekintı ismertetése. Vasi Szemle, 49 (4), 481-517.<br />
DANSZKY I. (szerk.) (1963). I. Nyugat-Dunántúl erdıgazdasági tájcsoport. Országos Erdészeti<br />
Fıigazgatóság, Budapest.<br />
FÜHRER, E., MÁTYÁS, CS. (2005). Erdıgazdálkodás és klímabizonytalanság. AGRO-21 füzetek,<br />
41, 124-128.<br />
FÜHRER, E., MÁTYÁS, CS. (2006). A klímaváltozás hatása a hazai erdıtakaróra. AGRO-21 füzetek,<br />
48, 34-38.<br />
FÜHRER, E. (2007). Erdei ökoszisztémák szervesanyag-mennyisége a klímatényezık függvényében.<br />
In LAKATOS, F., VARGA, D. (szerk.) Erdészeti, Környezettudományi, Természetvédelmi<br />
és Vadgazdálkodási Tudományos Konferencia, 2007. december 11, Sopron, 56-57.<br />
381
Juhász – Bidló – Ódor – Heil – Kovács<br />
FÜHRER, E., JAGODICS, A. (2007). A klímatényezık és a klímajelzı fafajok szervesanyagképzése<br />
közötti ökológiai összefüggés. In MÁTYÁS, CS., VIG, P. (szerk.) Erdı-Klíma V.,<br />
NYME, Sopron, 269-280.<br />
HALÁSZ, G. (szerk.) (2006). <strong>Magyar</strong>ország erdészeti tájai. Állami Erdészeti Szolgálat, Budapest.<br />
HORVÁTH, B. (2006). C-Accumulation in the soil after afforestation: contribution to C-<br />
mitigation in Hungary Forstarchiv, 77, 63-68.<br />
IPCC (2003). Good Practice Guidance for Land Use, land-Use Change and Forestry. In<br />
PENMAN, J., GYTARSKY, M., HIRAISHI, T., KRUG, T., KRUGER, D., PIPATTI, R., BUENDIA, L.,<br />
MIWA, K., NGARA, T., TANABE, K., WAGNER, F. (Eds). Intergovernmental Panel on Climate<br />
Change (IPCC), IPCC/IGES, Hayama, Japan.<br />
IPCC (2006). 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, Prepared by the<br />
National Greenhouse Gas Inventories Programme, EGGLESTON H.S., BUENDIA L., MIWA K.,<br />
NGARA T., TANABE K. (eds), Published: IGES, Japan.<br />
JUHÁSZ, P., BIDLÓ, A., HEIL, B., KOVÁCS, G. (2009). Erdısítendı gyepterületek talajának szénmegkötési<br />
potenciálja a Cserhátban. In LAKATOS, F., KUI, B. (szerk.) Kari Tudományos Konferencia.<br />
Nyugat-magyarországi Egyetem Erdımérnöki Kar, Konferenciakiadvány, 96-99.<br />
KOTROCZÓ, ZS. (2009). Erdıtalaj szén-dioxid kibocsátása és szerves anyag dinamikája avarmanipulációs<br />
kísérletekben. Doktori (PhD) értekezés. Debreceni Egyetem, Debrecen.<br />
MAKÓ, A., FARKAS, CS., HERNÁDI, H., MARTH, P., TÓTH, B. (2009). A MAgyarországi Részletes<br />
Talajfizikai és Hidrológiai Adatbázis bemutatása. Mezıgazdasági Szakigazgatási Hivatal<br />
Központ Növény- és Talajvédelmi Igazgatósága.<br />
MÁTYÁS, CS. (2005). Klímaváltozás, szénmegkötés és az erdıtakaró labilitása. AGRO-21 füzetek,<br />
43, 80-86.<br />
PÓCS, T. (1960). Die zonalen Waldgesellschaften Südwestungarns. Acta Botanica. Acad. Sci.<br />
Hng., 6 (1-2), 75-105.<br />
PÓCS, T., DOMOKOS-NAGY, É., PÓCS-GELENCSÉR, I., VIDA, G. (1958). Vegetationsstudien im<br />
Örség. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
PÓCS, T., PÓCS-GELENCSÉR, I., SZODFRIDT, I., TALLÓS, P., VIDA,G. (1962). Szakonyfalu<br />
környékének vegetációtérképe. Acta Acad. Pedagog. Agriensis, 8, 449-478.<br />
SZODFRIDT, I. (1961). A Vendvidék erdıtípusai. Az Erdı, 10 (6), 258-264.<br />
SOMOGYI, Z., HORVÁTH, B. (2006). Az 1930 óta telepített erdık szénlekötésérıl. Erdészeti<br />
Lapok, CLI. 9, 257-259.<br />
TÍMÁR, G. (1995). A Vendvidék védett és veszélyeztetett növényei. Vasi Szemle, 49 (1), 3-18.<br />
TÍMÁR, G. (2002). A Vendvidék erdeinek értékelése új nézıpontok alapján. Doktori (PhD)<br />
értekezés. Nyugat-Magyrországi Egyetem, Erdészeti és Vadgazdálkodási Tudományok<br />
Doktori Iskola, Sopron.<br />
382
SZELÉN A TÁPLÁLÉKLÁNCBAN<br />
Kádár Imre<br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: kadar@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
Irodalmi utalások szerint a szelén a savas, redukáló és szerves anyagban gazdag talajokban nem<br />
mobilis és a növény számára felvehetetlen szelenid Se 2- és elemi Se 0 , míg a lúgos oxidatív szellızött<br />
talajokban mobilis és felvehetı szelenit SeO 3<br />
2-<br />
és szelenát SeO 4 2- formában fordul elı. A szelenátok<br />
nagyságrenddel mobilisabbak, felvehetıbbek és így mérgezıbbek lehetnek a szeleniteknél.<br />
A hazai geokémiai és talajtani felvételezések eredményei alapján egyaránt rendelkezünk Seben<br />
szegény és gazdag kızetekkel és termıhelyekkel, bár az üledékes kızeteink összes Se készlete<br />
inkább mérsékeltnek minısül nemzetközi összehasonlításban.<br />
Vizsgálataink szerint talajaink NH 4 -acetát+EDTA oldható „mobilis” Se tartalma a lúgossággal<br />
többszörösére nı és átlagos értéke közeli vagy egybeesik a FAO vizsgálatok átlagával. Sehiányos<br />
területeink a savanyú talajokhoz kötıdnek, ahol mind a talaj, mind a növények Se tartalma<br />
kicsi. Nagyobb Se-dúsulást a hazai növényvizsgálatok sehol nem jeleztek, viszont már a<br />
’70-es évek közepén győjtött fiatal búza és kukorica minták 1/5-e kifejezetten alacsony ellátottságot<br />
jelzett a nemzetközi mezınyben.<br />
Kísérleti eredményeink szerint szennyezéskor a Se extrém módon feldúsulhat a növényben<br />
és azt követıen a növényevı állati szervezetben. Az ellenırizetlen Se-adagolás könnyen vezethet<br />
a talaj, a növény, az állat és végsı soron az ember mérgezéséhez.<br />
Summary<br />
Se occurs in non-mobile selenide Se 2- and elemental Se 0 forms in acidic soils rich in organic<br />
matter, but in calcareous, well-aerated soils it exists in mobile and weakly adsorbed selenite<br />
SeO 3<br />
2-<br />
and selenate SeO 4 2- forms. The mobility and plant uptake, thus the toxicity of selenates<br />
can be orders of magnitude more compared to selenites.<br />
According to geochemical and soil surveys both Se rich and poor soils exist in Hungary,<br />
though the total Se resource can be moderate compared to the international data.<br />
Research showed that concentration of NH 4 -acetate+EDTA soluble „mobile” Se can increase<br />
more fold with soil-alkalinity. The Se deficient areas are located on acidic soils with low<br />
Se concentration in soils and plants. No indication of higher Se-enrichment could be found in<br />
plant samples collected throughout the country, but 20% of the wheat and maize samples had<br />
low Se content compared to international results in the middle of the 1970’s.<br />
In our filed experiment plant uptake of Se could be characterized with hyper-accumulation:<br />
a thousand-fold increase occurred during the first decade in different plant parts (including<br />
generative ones, grains) together with a crop yield decrease. Se is dangerous pollutant, as it can<br />
accumulate in plants, animals or humans at toxic levels. Leaching of the toxic form also endangers<br />
groundwater. It is important to note that nodule-forming and atmospherical N-binding soil<br />
life was in fact stopped in the 4 th year of the trial on pea roots in the case of more extreme Setreatments.<br />
Endomycorrhizal symbiosis suffered damage in polluted soil.<br />
Bevezetés, általános szempontok<br />
Az oxigéncsoport tagjaként (O, S, Se, Te, Po) a Se döntıen a rokontulajdonságú S-nel<br />
fordul elı szennyezıként. Szelénben gazdag lelıhelyek nincsenek, fıként a piritek<br />
kilúgzásakor marad vissza és dúsulhat fel a talajokban. Gyakorisága alapján az 54.<br />
383
Kádár<br />
helyet foglalja el a földkéreg elemei között (NÁRAY-SZABÓ, 1956) szerint, 0,1 ppm<br />
körüli átlagos mennyiséggel. A talajokban 0,1-2 ppm Se koncentráció gyakori, bár a<br />
szeleniferous talajokban több száz ppm értéket is mérnek. A növények általában szintén<br />
0,1-2 ppm tartományban tartalmaznak Se-t, de az említett szeleniferous talajokon<br />
fejlıdı indikátor Astragalus fajokban 10-15 ezer ppm Se is akkumulálódhat<br />
(SZÁDECZKY-KARDOS, 1955).<br />
Savas, redukáló és szerves anyagokban gazdaág talajban a nem mobilis és felvehetetlen<br />
szelenid Se 2- 2-<br />
és elemi Se, míg lúgos oxidatív szellızött talajban a szelenit SeO 3<br />
2-<br />
és szelenát SeO 4 oxidációs formák uralkodnak. Utóbbiak mobilisak, felvehetık és<br />
toxikussá válhatnak már néhány ppm tartományban. A szelenátok általában még egy<br />
nagyságrenddel jobban felvehetık a növény számára mint a szelenitek, így mérgezıbbek<br />
is. A szelenátok kevéssé kötıdnek meg a döntıen negatív töltéső talajkolloidokon,<br />
ezért kimosódhatnak. Csapadékszegény arid vidékeken (Izrael, USA Great Plain Kanadától<br />
Mexikóig, India, Kína, Pakisztán meszes arid szeleniferous talajaiban) a Caszelenát<br />
forma gyakori Se-kedvelı növényekkel. A szerves Se-formákról a talajban<br />
keveset tudunk.<br />
A termıföldek már 1-5 ppm Se tartalomnál szennyezettnek minısülnek, 5-10 ppm<br />
tartományban közepes, 10 ppm felett erıs szennyezésrıl beszélhetünk. Takarmányban<br />
a 0,1-0,5 ppm Se optimálisnak, míg a 4-5 ppm már toxikus küszöbértéknek tekintett, a<br />
napi 70µg feletti Se-bevitel már káros a legtöbb állatra (KOVÁCS, 1990; PAIS, 1980). A<br />
növények érzékenysége eltérı, az érzékenyebb fajoknál a fitotoxicitást eredményezı<br />
kritikus Se-koncentráció 10-40 ppm tartományban jelentkezhet a fiatalabb növényi<br />
szövetekben. A Se-kedvelı fajok kivételek. Ismert, hogy a Se a fehérjékhez, pontosabban<br />
a S-tartalmú aminosavakhoz kötıdik és itt a S-t helyettesítheti. Az indikátor fajok<br />
feltehetıen képesek a Se-t fehérjékbe nem beépülı aminosavakkal is megkötni és így<br />
méregteleníteni.<br />
Igaz, hogy az ipari termelés ritkán okoz extrém pontszerő talajszennyezést, így a talajvédelmi<br />
határértékek között a Se általában ma még nem szerepel. Említhetı a közismert<br />
Holland-lista, Berlini-lista, hazai talajvédelmi törvény, illetve kormányrendelet tervezete<br />
stb. Kiterjedtebb Európában a Se hiány, mint a Se túlsúly. Jogilag a szennyvíziszapok termıföldön<br />
való elhelyezése a leginkább szabályozott, de még itt is hiányzik a Se az EU<br />
országok elıírásaiban. Az öntözésre használt vizekben a FAO 0,02 ppm koncentrációs<br />
határértéket javasol. Hasonló a legtöbb ország elıírása. Egyedi esetben a 0,5 ppm Se tartalmú<br />
vízzel is öntöznek, de nem haladható meg a 0,1-0,2 kg/ha/év talajterhelés.<br />
Jelen munka célja volt áttekinteni a Se forgalmát a talaj - növény-állat táplálékláncban.<br />
Hazai talajok és növények Se-ellátottsága<br />
A hazai geokémiai vizsgálatok során folyók árterének üledékeit és 50 jellegzetes talajszelvényt<br />
elemeztek. A Se-tartalom 10-400 ppb tartományban ingadozott az üledékes<br />
kızetekben és a talajokban, alacsony készletet mutatva. A minták 90%-a 0,1 ppm alatti<br />
volt, különösen a rhiolit-tufák, mészkövek, homokkı, homokos üledékek, míg a nagyobb<br />
Se koncentráció a szulfid mineralizációs területeket jellemezte (GONDI, 1991).<br />
A FAO által kezdeményezett akció során, a ’70-es évek közepén, egységes talaj- és<br />
növénymintavételre került sor 30 ország részvételével. A szigorúan elıírt mintavételi<br />
eljárás és módszertan lehetıvé tette az eredmények nemzetközi szintő összevetését és a<br />
termıhelyek, régiók tápelemellátottságának megítélését. A minták elemzését a finn<br />
talajtani intézet laboratóriuma végezte. <strong>Magyar</strong>országon 250 termıhelyet, 106 kukori-<br />
384
Szelén a táplálékláncban<br />
ca- és 144 búzatáblát mintáztunk az ország egész területére terjedıen. A begyőjtött<br />
anyag archiválása lehetıvé tette, hogy egyre újabb elemek analízisére is sor kerüljön az<br />
elmúlt két évtized folyamán.<br />
A sokoldalú vizsgálatok szerint a magyar termıtalajok a nemzetközi átlaggal egyezı<br />
mobilis, azaz NH 4 -acetát+EDTA oldható Se koncentrációval rendelkeztek. A búzák fiatal<br />
hajtása és a kukoricalevelek közelálló és átlagosan 38±21 ppb Se tartalmat jeleztek. A<br />
minimális érték 12, a maximális érték 195 ppb Se volt. A nemzetközi átlag n=3600 mintaszám<br />
mellett 109±258 értékkel volt jellemezhetı 1-5112 ppb Se tartományban. A talajés<br />
növényvizsgálati eredmények együttes értékelése szerint hazánk termıhelyeinek 20%-<br />
a esett az alacsony ellátottsági tartományba, míg 80%-a többé-kevésbé megfelelınek<br />
minısült. A megfelelı vagy „kielégítı” ellátottság a nemzetközi átlaghoz való relatív<br />
viszonyt takart, nem élettani optimumokat. A hazai növényminták Se tartalma valójában<br />
a nemzetközi középmezıny alsó harmadában, míg talajaink mobilis Se készlete a középmezınyben<br />
helyezkedett el (SILLANPÄÄ, JANSSON, 1992; KÁDÁR, 1995).<br />
A hazai Talajvédelmi Információs és Monitoring Rendszer (TIM) keretében 1000<br />
mintavételi helyet elemeztek az ország minden körzetére kiterjedıen. Az NH 4 -<br />
acetát+EDTA oldható „mobilis” Se tartalma átlagosan 0,39 ppm volt a 0-30, 0,51 ppm<br />
a 30-60 és 0,66 ppm a 60-90 cm talajrétegekben. A minták 32%-ában 0,1 ppm alatti,<br />
míg 11%-ában 1,0 ppm feletti volt a Se koncentráció. A talajtulajdonságok közül a<br />
humusztartalom és a kötöttség érdemben nem módosította az átlagos Se tartalmakat,<br />
míg a pH és a CaCO 3 % növekedésével párhuzamosan a Se készlete néhányszorosára<br />
emelkedett (PATÓCS, 1990).<br />
Összefoglalóan megállapítható, hogy Se-hiányos területek hazánkban a savanyú talajokhoz<br />
kötıdnek, ahol mind a talajok mobilis Se készlete, mind a növények Se tartalma<br />
alacsony. Utóbbi megállapítást a FAO vizsgálatok is igazolták. Mivel talajaink<br />
fele a szántott rétegben savanyú és az elsavanyodás elırehaladt az elmúlt évtizedekben,<br />
a Se-hiány növekedésével kell számolnunk a jövıben.<br />
Szabadföldi Se-terhelési tartamkísérlet eredményei<br />
Intézetünk nagyhörcsöki kísérleti telepén, meszes vályog humuszos csernozjom talajon<br />
1991. tavaszán állítottunk be Se-terhelési kísérletet 0, 30, 90, 270 mg/kg, azaz a szántott<br />
rétegre vetítve 0, 90, 270, 810 kg/ha Se adagokat alkalmazva Na 2 SeO 3 formájában.<br />
Amint az 1. táblázatban látható, a Se-só toxikus hatása minden növényfajon jelentkezett<br />
és nem csökkent, hanem nıtt a kísérlet elsı 6 évében. Feltehetı, hogy a Naszelenit<br />
fokozatosan Ca-szelenáttá alakul ezen a jól szellızött meszes talajon.<br />
1. táblázat Se-terhelés hatása (Na 2 SeO 3 formában) a növények termésére t/ha<br />
(Szabadföldi tartamkísérlet, mezıföldi meszes vályog csernozjom)<br />
Év<br />
Növény,<br />
1991 tavaszán adott Se, mg/kg<br />
növényi rész 0 30 90 270<br />
SzD 5%<br />
1991 Kukorica szem 8,2 7,6 5,7 4,3 1,5<br />
1992 Sárgarépa gyökér 15,2 14,4 7,2 * 4,8<br />
1993 Burgonya gumó 12,5 10,5 3,8 1,5 3,5<br />
1994 Borsó mag 3,4 2,4 * * 0,8<br />
1995 Cékla gyökér 11,5 8,9 * * -<br />
1996 Spenót levél 22,4 16,4 * * -<br />
1997 Búza szem 7,5 6,4 0,5 * 1,0<br />
Megjegyzés: *Növényzet kipusztult. A kukorica, borsó, búza magtermés légszáraz súly, a többi nyers súly.<br />
385
Kádár<br />
A talajba adott Se mintegy 80%-át tudtuk kimutatni a szántott rétegben<br />
cc.HNO 3 +cc.H 2 O 2 kioldással a kísérlet 4. évében, valamint 30-40%-át NH 4-<br />
acetát+EDTA oldható, úgynevezett mobilis vagy „felvehetı” formában (2. táblázat). A<br />
kísérlet 6. évében, 1996-ban végzett mélyebb fúrások szerint már a 30-60, sıt a 60-90<br />
cm réteg is mérhetıen szennyezıdött a legnagyobb adagú kezelésben.<br />
386<br />
2. táblázat Se-terhelés hatása a talaj szántott rétegének Se-tartalmára mg/kg<br />
(Szabadföldi tartamkísérlet, mezıföldi meszes vályog csernozjom)<br />
Mintavétel<br />
1991 tavaszán adott Se, mg/kg<br />
SzD 5%<br />
év, hónap 0 30 90 270<br />
cc.HNO 3 +cc.H 2 O 2 kioldás („összes” Se)<br />
1994. április 1 29 81 224 11<br />
NH 4 -acetát+EDTA kioldás („mobilis” Se)<br />
1991. július
Szelén a táplálékláncban<br />
A növények Se-tartalma a terheléssel több nagyságrenddel megnıtt és a dúsulás<br />
minden növényi részben, a generatív szervekben is jelentkezett. Extrém, száz ppm<br />
feletti Se-koncentrációkat jelzett a borsó, cékla és spenót lombja (3. táblázat). A termés<br />
betakarításakor maximálisan 100-150 g/ha Se-felvételt mutatott a kukorica, sárgarépa<br />
és burgonya növényeknél. Ez azt is jelenti, hogy pl. 10 ppm, azaz 30 kg/ha 020 cm<br />
feltalaj szennyezése esetén minimum 300 évre lenne szükség a talaj biológiai tisztulásához.<br />
Ez az út tehát aligha járható. A gyomnövények hasonló Se-tartalmakat és<br />
fitotoxicitást jeleztek. A Se-felvétel adatait a 4. táblázat foglalja össze.<br />
4. táblázat Se-terhelés hatása a növények föld feletti termésébe épült Se mennyiségére (g/ha)<br />
(Szabadföldi kísérlet, mezıföldi meszes vályog csernozjom)<br />
Év<br />
Növényi<br />
1991 tavaszán adott Se, mg/kg<br />
rész 0 30 90 270<br />
SzD 5%<br />
Kukorica aratáskor<br />
1991 Szemben
Kádár<br />
Amint a 6. táblázatban látható, a szelén a molibdénhez hasonlóan rendkívül mobilis,<br />
extrém módon beépülhet az állati szervekbe. Mobilitására utal, hogy feleslege nemcsak<br />
a bélsárban, hanem a vizeletben is megjelenik. (A vizelet összetétele friss tömegre van<br />
megadva.) Az etetési kísérlet 20 napig tartott, a szelénnel kezelt répa alacsony gyökértermése<br />
nem tette lehetıvé a hosszabb idejő vizsgálatot. Az állatok élısúlya a kísérleti<br />
periódus végén gyakorlatilag nem különbözött a kezeléstıl függıen. Minden kezelésben<br />
csökkent viszont a kolineszteráz enzim aktivitása. A részletes vizsgálatokat Fekete<br />
Sándor, Glávits Róbert, Hullár István és Szilágyi Mihály végezte az<br />
Állatorvostudományi Egyetemen. Megemlítjük, hogy az etetési kísérlet 6 kezeléscsoport<br />
5-5, azaz összesen 30 újzélandi fehér vegyes ivarú nyúl beállítását jelentette<br />
egyenként átlagosan 2-3 kg-os élısúllyal.<br />
6. táblázat Kezelések hatása a nyúlszervek összetételére (mg/kg száraz súlyra számolva)<br />
(Etetési kísérlet: ÁTE Takarmányozástani Tanszék, Analízis: MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet)<br />
Vizsgált Se 1992-ben Se 1993-ban Mo 1992-ben<br />
jellemzık Kontroll Kezelt Kontroll Kezelt Kontroll Kezelt<br />
Takarmány* 1,0 36 4 62 0,5 39,0<br />
Szív 0,6 19 7 22 0,1 1,2<br />
Tüdı 0,7 15 7 17 - 1,2<br />
Máj, epe 1,7 65 10 79 1,3 1,9<br />
Vese 4,1 39 11 32 0,8 3,5<br />
Lép 2,0 15 4 12 - 1,1<br />
Here 1,0 22 7 17 0,2 0,7<br />
Izom 1,3 14 4 12 - 0,4<br />
Csont - 3 2 4 - 1,2<br />
Szır 1,4 3 5 7 - 0,4<br />
Zsírszövet - 1 1 1 - 0,1<br />
Bélsár - 12 mn mn 0,4 25,3<br />
Vizelet** 0,1 3 - 1 0,4 6,6<br />
SzD 5% 4,0 5 1,5<br />
-: Méréshatár 0,1 ppm alatt; *1992-ben sárgarépa gyökér-, 1993-ban burgonya gumótermés;<br />
**Vizeletösszetétel friss súlyra megadva; mn: mérés nem történt<br />
A kísérletet 1993-ban megismételtük az 1993-ban termett burgonya gumótermésének<br />
takarmányozásával. Az elızı évihez hasonlóan az állatonként adott 50 g nyúltáp<br />
mellett a burgonyagumót ad libitum etettük. Mivel a burgonya gazdagabb szelénben, a<br />
kontrolltakarmány 4 ppm, a szennyezett 62 ppm szelént tartalmazott. A kontrollcsoport<br />
nyúlszervei átlagosan 5 ppm, a kezelt takarmányt fogyasztók szervei 19 ppm értéket<br />
mutattak. Maximális dúsulást a máj és a vese jelzett a kontrollcsoportban 10-11, illetve<br />
a kezelt csoportban 79 ppm (máj) és 32 ppm (vese) értékkel. Utóbbi csoportban a szelén<br />
a vizeletben is kimutatható volt. Az 1993. évi adatok összességében tehát megerısítették<br />
az elızı év eredményeit.<br />
Irodalom<br />
GONDI, F. (1991). Environmental geochemistry: the example of selenium. In PAI, I. (ed.)<br />
Cycling of nutritive elements in geo- and biosphere. KÉE, Budapest, 5-18.<br />
KÁDÁR, I. (1995). A talaj-növény-állat-ember tápláléklánc szennyezıdése kémiai elemekkel<br />
<strong>Magyar</strong>országon. MTA TAKI, Budapest.<br />
KOVÁCS, F. (1990). Állathigiénia. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
388
Szelén a táplálékláncban<br />
NÁRAY-SZABÓ, I. (1956). Szervetlen kémia. Akadémiai Kiadó,Budapest.<br />
PAIS, I. ( 1980). A mikrotápanyagok szerepe a mezıgazdaságban. Mezıgazdasági Kiadó,Budapest.<br />
PATÓCS, I. (1990). Occurance of heavy metals, toxic elements in the soil of Hungary. In: Hardly<br />
known trace elements. 19-30. Ed.: I. Pais. KÉE. Budapest.<br />
SILLANPÄÄ, M., JANSSON, H. (1992). Status of cadmium, lead, cobalt and selenium in soils and<br />
plants of thirty countries. FAO Soils Bulletin., N. 65, Rome.<br />
SZÁDECZKY-KARDOS, E. (1955). Geokémia. Akadémiai Kiadó, Budapest.<br />
389
390
ANIONOS-, KATIONOS-, ÉS NEMIONOS<br />
TENZIDEKKEL MÓDOSÍTOTT FELÜLETŐ<br />
TALAJMINTÁK KAPILLÁRIS VÍZEMELÉSE<br />
Nagy Edina, Makó András<br />
Pannon Egyetem, Georgikon Kar, Növénytermesztéstani és <strong>Talajtani</strong> Tanszék, Keszthely<br />
e-mail: dini22@freemail.hu<br />
Összefoglalás<br />
A felületaktív anyagok (tenzidek) adszorpciójával megváltozik a talajszemcsék felületének<br />
vízzel való nedvesíthetısége, amely jelentısen megváltoztatja a talaj tulajdonságait. A tenzidek<br />
- karakterüktıl függıen - módosítják a talajszemcsék felületét. Különösen a talajkolloidok – pl.<br />
organo-minerális komplexek - és a tenzidek kölcsönhatásának befolyása számottevı. A kapilláris<br />
vízemelésben bekövetkezett változásokat kontroll, valamint anionos-, kationos- és nemionos<br />
tenziddel kezelt talajmintákon három ismétlésben, kontrolált körülmények között vizsgáltuk. A<br />
tenzides kezelésben a biológiai aktivitást és a fény katalitikus reakcióját kizártuk, hogy meggátoljuk<br />
a tenzidek természetes lebomlását. A kontroll- és a tenziddel kezelt talajoszlopok vízemelés<br />
magasságát tetszıleges idıpontokban állapítottuk meg. A talajminták vízemelési magasságának<br />
alakulásából a tenzidek talajfelület- és/vagy szerkezet módosító hatását értékeltük ki.<br />
Summary<br />
The water wetting capabilitiy of soil particle surfaces is changing with the adsorbtion of surface<br />
active substances (surfactants). Such soil treatment alters the soil characteristics significantly.<br />
Surfactant’s effect on soil particles is depending on their characteristics. Interaction between<br />
soil colloids – e.g. organo-mineral complexes – and surfactants is remarkable. At surfactant<br />
treatments we assumed exclusion of biological activity, and photocathalitic reactions hindering<br />
decomposition of surfactants. The capillary rise of water was measured on non treated controls,<br />
and anionic, cationic and non-ionic surfactants treated soil samples in three replicates. The<br />
capillary rise of the control and tensid-treated soil-columns were determined in optional appointments.<br />
Then surface- and/or structure-modifying effects of surfactants were evaluated.<br />
Bevezetés<br />
A felületaktív anyagok (tenzidek) környezetszennyezı hatásának tanulmányozása kiemelkedı<br />
jelentıségő napjainkban. A tenzidek, mint szerves mikroszennyezık kerülhetnek<br />
a talajba, pl. szennyvízzel, hígtrágyával, talajmosásos tisztítási eljárásból visszamaradó<br />
folyadékkal (PATZKÓ, DÉKÁNY, 1997). Mezıgazdasági szempontból kiemelt szerepet<br />
képviselnek a növényvédıszerek formázószerei, mellyel a peszticidek pl. nedvesítıtapadóképességét<br />
és/vagy hatékonyságát módosítják (MONOSTORY, 2001).<br />
A tenzidek megkötıdésében minden esetben kiemelt szerepet játszanak, a kis energiájú<br />
van der Waals, illetve a kohéziós erık, amelyek rendszerint a talaj és a tenzid<br />
hidrofób elemei között alakulnak ki (DOBOZY et al., 1974).<br />
A tenzid kémiai összetétele, szerkezete, és a talajfelület polaritása, töltésállapota<br />
alapvetı jelentıségő a tenzid-adszorpcióban. A tenzidek adszorpciójára jellemzı, hogy<br />
az adszorbeált anyagmennyiség telítési értéket vesz fel a kritikus micellaképzıdési<br />
391
Nagy – Makó<br />
koncentrációnál (CMC) vagy annak közelében. A tenzidoldatok CMC-je és az adszorbensek<br />
fajlagos felülete széles határok között változik (ATKIN et al., 2003).<br />
A talajok negatív töltéső felülete a kationos tenzidekkel, a pozitív töltéső pedig az<br />
anionos tenzidekkel lép elektrosztatikus kölcsönhatásba, és így azok irányítottan kötıdnek<br />
meg. A szilikátfelületeken a kationaktív tenzidek, a többnyire pozitív töltéső<br />
fém-oxid-hidroxidokon az anionos tenzidek kötıdnek meg. A nemionos tenzidek<br />
amfipatikus tulajdonsága a talajfelületek nedvesedését bármely folyadékkal elısegítik<br />
(SZÁNTÓ, 1986).<br />
A kationos tenzid a rétegszilikátok belsı (ioncsere) és külsı (ioncsere és molekuláris<br />
adszorpció) felületén, a rétegszilikátok duzzadását elıidézve adszorbeálódik<br />
(SCHLADOT et al., 1994). Az anionos tenzid a rétegszilikát külsı felületén kötıdik<br />
meg, de a rétegközi térben a Ca-ionokat a tenzid Na-ionja lecserélheti, melynek hatására<br />
a rétegszilikátok bázislaptávolsága kismértékben csökken. A nemionos tenzid az<br />
agyaglamellák külsı felületén adszorbeálódik, ami miatt duzzadás-zsugorodás nem<br />
történik (PATZKÓ, 1996).<br />
A különbözı szemcsefrakciókból álló talajoszlopokban a vízemelkedés magasságát<br />
a talajpórusok méreteloszlása, míg a vízemelés sebességét ugyancsak a pórusméret,<br />
valamint a részecskemérettel összefüggı anyagi tulajdonságok határozzák meg. A vízemelés<br />
magassága a részecskeátmérıvel fordítottan, a vízemelés sebessége pedig a<br />
részecskátmérı vagy a pórusméret függvényében - maximum görbe szerint -, változik<br />
(ATTERBERG et al., 1908).<br />
A nedvesítı folyadék a bele állított talajoszlopban felfelé, azaz a kisebb szabadenergiájú<br />
irányban potenciál gradiens mentén, a nehézségi erı ellenében mozog. Amikor<br />
a talajoszlopban a kapilláris emelkedés elérte a végsı magasságot, a nedvesítı<br />
folyadékra ható kapilláris és gravitációs erık egyensúlya alakul ki (VAN DAM, 1967).<br />
A folyadék és a talajoszlop, mint makroszkopikus szilárd anyagfelület érintkezése,<br />
kontakt, azaz érintkezéses nedvesedés. A nedvesedés mértékét a szilárd felület és a<br />
cseppfelület által bezárt szög, az ún. kontaktszög (peremszög) jellemzi. A peremszöget<br />
három határfelületi feszültség határozza meg: a szilárd test felületi feszültsége (S/G<br />
felületi feszültség), a folyadék felületi feszültsége (L/G felületi feszültség), valamint a<br />
szilárd test és a folyadék (S/L) határfelületi feszültség (SZÁNTÓ, 1986).<br />
Minél kisebb az illeszkedési szög, tehát minél nagyobb az adhéziós feszültség, annál<br />
nagyobb a folyadékoszlopok egyensúlyi magassága. A kapillárisokban, a nedvesítı<br />
folyadék emelkedésének magassága a felületi feszültség mellett az adhéziós feszültségtıl,<br />
a fajlagos tömegtıl és a kapilláris átmérıtıl függ (AMYX et al., 1960).<br />
A szemcseméret-eloszlás befolyásolja a talaj fajlagos felületét, ezáltal annak megkötı<br />
és szorpciós képességét (KOVÁCS et al., 2007). A tenzidadszorpció hatására a<br />
talajszemcsék eltérı módokon tapadnak össze, nagyobb pórusok és kapillárisok keletkeznek<br />
a talajban. Különösen akkor szembetőnı ez a talajhatás, ha a talaj duzzadó<br />
rétegrácsú agyagásványt is tartalmaz. A tenzidek „hidrofóbizáló” hatására a pórusátrendezıdés<br />
az üledékszerkezet megváltozásával jár (ERLEI, 1997). A hidrofobizáló<br />
tenzidhatás a kapilláris vízemelés sebességében és magasságában is különbségeket<br />
eredményezhet. A tenzides felületmódosítás a módszerébıl adódóan nehezen reprodukálható<br />
eredményeket származtathat.<br />
Vizsgálatainkban heterogén összetételő talajmintaanyagon tanulmányoztuk az anionos-,<br />
kationos-, és nemionos tenzidek talajfelület- és/vagy szerkezet-módosító hatását a<br />
kapilláris vízemelést megfigyelve.<br />
392
Anionos-, kationos-, és nemionos tenzidekkel módosított felülető talajminták ...<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
A vizsgálatokhoz lényegesen eltérı fizikai féleségő, humusztartalmú, agyagásványösszetételő,<br />
valamint - sótartalmú talajokkal végeztük. A talajmintavételek helyét a<br />
Csongrád Megyei Földhivatal - ill. MTA TAKI GIS Környezetinformatikai labor talajtérképe<br />
(FÜLÖP, 1989; AGROTOPO, 2002) alapján jelöltük ki.<br />
Talajmintát a Dél-Alföldön is győjtöttünk, réti és réti szolonyec talajokét Hódmezıvásárhely<br />
külterületérıl, és mészlepedékes csernozjom talajét Mezıhegyesrıl,<br />
agyagbemosódásos barna erdıtalajt Keszthely határából, pannon kvarchomokot pedig<br />
Salföldrıl. A talajminták alapvizsgálat adatait -melyeket a hazai szabványos talajvizsgálati<br />
módszertan (BUZÁS, 1988) szerint határoztunk meg - az 1. táblázat mutatja be.<br />
1. táblázat A talajminták vizsgálati eredményei<br />
A talajminták felületmódosítását a tenzidek 3 típusával (kationos-, anionos-, és<br />
nemionos) végeztük, melyek elnevezését, fıbb paramétereit a 2. táblázatban mutatjuk be.<br />
A hexadecil-piridinium-kloridot (HDPCl) és az oktil-fenol-polietilénglikol-étert<br />
(TritonX-100) a Sigma-Aldrich cégtıl, míg a Na-diizopropil-naftalin-szulfonátot<br />
(Supragil WP) Pannon Egyetem Föld- és Környezettudományi Tanszékrıl szereztük be.<br />
2. táblázat A talajvizsgálatban alkalmazott tenzidek<br />
A vizsgálatokban kontroll (tenziddel nem kezelt) és tenzidekkel módosított légszáraz,<br />
darált, homogenizált, 2 mm-es szitán átrostált talajokat használtunk fel. A légszáraz talajmintákat<br />
szántóföldi vízkapacitásuk (pF2,3) feltöltéséhez szükséges térfogatú tenzidoldattal<br />
permeteztük. A talajminták vízkapacitás értékét a talaj mechanikai összetételének, humusztartalmának<br />
és térfogattömegének ismeretében becsültük (RAJKAI, 1988).<br />
393
Nagy – Makó<br />
A tenzidoldatok koncentrációját úgy választottuk meg, hogy azok a talajszemcsék<br />
hidrofóbitási maximumát közelítsék. A tenzidoldatok elkészítésekor azok CMC (kritikus<br />
micellaképzıdési koncentráció) tartományán belül választottuk a koncentrációt<br />
(ERLEI, 1997).<br />
A talajminták kezelésében figyelembe vettük a tenzidek lebontását befolyásoló körülményeket.<br />
A kezelésekben a biológiai aktivitást a tenzidoldatokhoz Na-azid (NaN 3 )<br />
hozzáadásával blokkoltuk (Karagunduz et. al. 2001). A fotokatalitikus reakciók kizárásához,<br />
- a talajokban elıforduló fém-oxidok (pl. TiO 2 , SnO 2 ) fotokatalitikus reakció<br />
során a szerves anyagok (pl a tenzidek) lebontását okozhatják (DÉKÁNY, 2005) - a<br />
kezelt talajmintákat lefedve, sötét helyiségben, 24 0 C-on 48 óráig, kontrollált körülmények<br />
között tartottuk. A kezelési idıt követıen szárítószekrényben 48 órán keresztül 40<br />
0 C-on szárítottuk a talajokat (ERLEI, 1997). A kontroll- és a tenziddel kezelt talajokat<br />
ezután dörzsmozsárban aprítottuk, majd 2 mm-es szitán átszitáltuk.<br />
A kapilláris vízemelés vizsgálathoz (1. ábra) az elıkészített talajmintákból 1000 mm<br />
hosszú és 30 mm belsı átmérıjő üvegcsövekben mesterséges talajoszlopokat készítettünk,<br />
kezelésenként és mintánként 3 ismétlésben. A mérés befejezéséig állandó 5 mm<br />
magas vízállást biztosítottunk a talajoszlopok alján (BALLENEGGER, 1962). A kapilláris<br />
vízemelés magasságát 10 idıpontban rögzítettük (0,5; 1; 2; 3; 4; 5; 6; 7; 8; 24 óra).<br />
Vizsgálati eredmények<br />
394<br />
1. ábra Kapilláris vízemelés vizsgálat<br />
A kapilláris vízemelésben a pannon kvarchomok kationos tenziddel kezelt mintája<br />
mutatta a legnagyobb különbséget a kontroll mintához képest. A kationos tenzid a negatív<br />
töltéső talajfelületeken, - minthogy izomorf helyettesítéssel a talajalkotó ásványokban<br />
többnyire állandó negatív töltések találhatók (JOHNSTON, TOMBÁCZ, 2002) -<br />
jól adszorbeálódik. Az anionos tenzid azonban negatív töltése miatt kevésbé kötıdik. A<br />
nemionos tenzidre jellemzı, hogy apoláros és poláros felületen eltérıen kötıdik meg<br />
(SZÁNTÓ, 1986). A homokszemcsék felületét a nemionos tenzid az anionos tenzidhez<br />
képest jelentısebben, a kationoshoz képest viszont kevésbé módosította. A tenzidek<br />
adszorpciója a homoktalaj kis fajlagos felületén kismértékő, így lehetséges, hogy a<br />
nem adszorbeálódott tenzidek a kapillárisan felemelkedı vízben oldódnak, akár jelen-
Anionos-, kationos-, és nemionos tenzidekkel módosított felülető talajminták ...<br />
tısen csökkentve a víz felületi feszültségét. A víz felületi feszültségének csökkenése<br />
miatt, pedig lényegesen csökkenhet a vízemelést elıidézı erıhatás. A homoktalaj minták<br />
tenzides kezelését követıen pórusátrendezıdés jeleit nem tapasztaltuk.<br />
2. ábra A kontroll és különbözı tenzidekkel kezelt homokminta<br />
kapilláris vízemelésének összehasonlítása *<br />
3. ábra A kontroll és különbözı tenzidekkel kezelt csernozjom talaj<br />
kapilláris vízemelésének összehasonlítása<br />
* A 2-5. ábrához tartozó számok a kezelések típusát jelölik: 1. kontroll, 2. anionos tenzid, 3.<br />
kationos tenzid, 4. nemionos tenzid<br />
395
Nagy – Makó<br />
4. ábra:A kontroll és különbözı tenzidekkel kezelt barna erdıtalaj<br />
kapilláris vízemelésének összehasonlítása<br />
396<br />
5. ábra A kontroll és különbözı tenzidekkel kezelt réti talaj<br />
kapilláris vízemelésének összehasonlítása<br />
Az alföldi mészlepedékes csernozjom és az agyagbemosódásos barna erdıtalaj kapilláris<br />
vízemelés értékei csak kissé térnek el. E talajokban a felületi töltések – az agyagásvány<br />
bázislapján lévı állandó negatív töltések (JOHNSTON, TOMBÁCZ, 2002) - és a humuszanyagok<br />
– a pozitív töltéső kationos tenzidekkel ionos kötéső vegyületet képeznek<br />
(DE NOBILI, 1994) – befolyásoló szerepet játszhatnak a tenzidek megkötıdésében.<br />
A kontroll talajok kapilláris vízemeléséhez képest a legnagyobb eltérést a nemionos<br />
tenzid, míg legkisebbet az anionos tenzid adszorpciója okozta. Pórusátrendezıdés jeleit<br />
egyik talaj esetében sem figyeltük meg.
Anionos-, kationos-, és nemionos tenzidekkel módosított felülető talajminták ...<br />
A karbonátos réti talaj kapilláris vízemelés vizsgálatai elıre nem várt eredményt<br />
mutattak. Azt tapasztaljuk, hogy nagyobb mértékő a kapilláris emelkedés a tenzidekkel<br />
kezelt talajokban, mint a kezeletlen mintában. Az eredményt leginkább a pórusátmérık<br />
szőkülésével lehet összefüggésbe hozni. Ennek igazolását a nagy agyagtartalmú talajok<br />
tenzidkezelése során bekövetkezı pórusméret-átrendezıdése adhatná. Feltételezésünk<br />
igazolására azonban további vizsgálatok szükségesek.<br />
A közepes réti szolonyec talajban a nagy kicserélhetı Na + tartalom (erısen kötött,<br />
vastag hidrátburok) miatt gátolt a kapilláris vízemelés (DI GLÉRIA et al., 1957). A<br />
tenzides kezelést követıen sem következett be lényeges változás a kontroll mintához<br />
képest (a 24 órás mérésnél is 1 cm-en belüli értékeket olvastunk le).<br />
Következtetések<br />
A tenzidekkel kezelt és nem kezelt talajokkal végzett kapilláris vízemelés vizsgálatok<br />
eredményei alapján arra a következtettünk, hogy lényegesen eltérı kapilláris vízemelés<br />
csupán a homoktalaj esetében figyelhetı meg. A többi vizsgált talajban a humuszanyagok,<br />
az agyagásványok és az egyéb talajalkotók, illetve a tenzidek adszorpciójára bekövetkezı<br />
duzzadási-zsugorodási jelenségek következtében valószínősíthetı pórusméret-átrendezıdés<br />
befolyásolhatta a kapilláris vízemelést.<br />
További vizsgálatainkban a tenzidkoncentráció és a tenziddel kezelt agyagtartalom<br />
és agyagásvány minıség hatásának vizsgálatát végezzük a talajoszlopok kapilláris<br />
vízemelés magasságára. A víztartó- és vízvezetı-képesség mérésekkel kívánjuk a nagy<br />
agyagtartalmú talajok tenzidek hatására bekövetkezı pórusméret átrendezıdését, szerkezetváltozását<br />
tanulmányozni.<br />
Irodalom<br />
AGROTOPO (2002). Talajtérkép. MTA TAKI GIS Környezetinformatikai labor.<br />
AMYX, J. W., BASS, D. M., WHITTING, R. L. (1960). Petroleum reservoir engineering. McGraw-<br />
Hill, Toronto, 211-470.<br />
ATTERBERG, A. (1908). Landw. Versstat. In DI GLÉRIA, J., KLIMES-SZMIK, A., DVORACSEK, M.<br />
(szerk.) Talajfizika és talajkolloidika. Akadémiai Kiadó, Budapest, 311.<br />
ATKIN, R., CRAIG, V. S. J., WANLESS, E. J. S., BIGGS, A. (2003). The influence of chain length<br />
and electrolyte on the adsorption kinetics of cationic surfactants at the silica–aqueous<br />
solution interface. Colloid Interface Sci., 103, 219.<br />
BALLENEGGER, R., DI GLÉRIA, J. (1962). Talaj- és trágyavizsgálati módszerek. Mg. Kiadó,<br />
Budapest.<br />
BUZÁS, I. (1988). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 2. A talajok fizikai-kémiai és<br />
kémiai vizsgálati módszerei. Mezıgazdasági Kiadó, Budapest.<br />
BUZÁS, I. (1993). Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 1. A talaj fizikai, vízgazdálkodási<br />
és ásványtani vizsgálata. Budapest, INDA 4231 Kiadó.<br />
DE NOBILI, M., CONTIN, M., SENESI, N., MIANO, T. M. (1994). Humic Substances in the Global<br />
Environment and Implications on Human Health. Elsevier Sci., Amsterdam, pp. 263.<br />
DI GLÉRIA, J., DVORACSEK, M., KLIMES-SZMIK, A. (1957). Talajfizika és talajkolloidika. Akadémiai<br />
Kiadó, Budapest.<br />
DOBOZY, O., BARTHA, B., NÁDASY, M. (1974). Talajok vízháztartásának szabályozása felületaktív<br />
anyagokkal. <strong>Magyar</strong> Kémikusok Lapja, XIXX. évf., 2, 81.<br />
JOHNSTON, C.T., TOMBÁCZ, E. (2002). Surface chemistry of soil minerals, Ch.2. In DIXON, J.B.,<br />
SCHULZE, D.G. (eds.) Soil mineralogy with environmental applications. Soil Science<br />
Society of America, Madison, Wisconsin, USA, 37-67.<br />
397
Nagy – Makó<br />
ERLEI, K. (1997). Nemionos tenzid adszorpciója talajon és az áteresztıképesség vizsgálata.<br />
Szakdolgozat, Szeged.<br />
FÜLÖP, M., TÁNCZOS, S. (1989). Talajtérkép. Csongrád Megyei Földhivatal, Hódmezıvásárhely,<br />
Méretarány: 1:10.000.<br />
KARAGUNDUZ, A., PENNELL, K. D., YOUNG, M. H. (2001). Influence of a nonionic surfactant on<br />
the water retention properties of unsaturated soils. Soil Sci., 65, 1392-1399.<br />
KOVÁCS, B., CZINKOTA, I., TOLNER, L., CZINKOTA, GY., SZACSURI, G., CZANIK, P. (2007). Automatikus<br />
finomfrakció szemcseméret-eloszlás meghatározás http://www.gamageo.hu/kb/cikk/ASTAmelyepites.pdf<br />
.<br />
MARKÓNÉ MONOSTORY, B. (2001). Halogénezett szénhidrogének a talajban és a talajvízben. In:<br />
Környezetvédelmi füzetek sorozat, OMIKK.<br />
PATZKÓ, Á. (1996). Tenzidek hatása talajkomponensek vízáteresztı képességére. The 1st<br />
Symposium on Analytical and environmental problems. Szeged, pp. 9-13.<br />
PATZKÓ, Á., DÉKÁNY, I. (1997). Tenzidek hatása a talaj vízáteresztı képességére. A<br />
geokörnyezet szerepe a területfejlesztéstıl a településrendezésig. Konferencia. Szeged,<br />
Abstracts p. 34.<br />
RAJKAI, K. (1988). A talaj víztartóképessége és különbözı talajtulajdonságok összefüggésének<br />
vizsgálata. Agrokémia és Talajtan, 15-37.<br />
SCHLADOT, J. D., KLUMPP, E., DÜRBECK, W., SCHWUGER, M. J. (1994). A felületaktív<br />
anyagok jelentısége. Journal Oil Soap Cosmetics, XVIII, 9-19.<br />
SZÁNTÓ, F. (1986). A kolloidkémia alapjai. JATE Press Szegedi Egyetemi Kiadó, Szeged.<br />
VAN DAM, J. (1967). The migration of hydrocarbons in a water-bearing stratum. In HEPPLE, P.<br />
(ed.) The Joint Problems of the Oil and Water Industries. Proceedings of a Symposium,<br />
Institute of Petroleum, London, 55-88.<br />
398
INTEGRÁLT ALMAÜLTETVÉNYBEN VÉGZETT<br />
TALAJTAKARÁS HATÁSA A FÁK TÁPANYAG-<br />
FELVÉTELÉRE<br />
Nagy Péter Tamás 1 , Sipos Marianna 1 , Sándor Zsolt 1 , Nyéki József 2 , Szabó Zoltán 2<br />
1 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Agrokémiai és <strong>Talajtani</strong><br />
tanszék, Debrecen<br />
2 Debreceni Egyetem, Agrár- és Gazdálkodástudományok Centruma, Kutatási és Fejlesztési<br />
Intézet, Debrecen<br />
e-mail: nagypt@agr.unideb.hu<br />
Összefoglalás<br />
Réti csernozjom típusú talajon álló, integrált termesztéső, hat éves, alma (Malus domestica<br />
Borkh.) ültetvényben talajtakarásos kísérletet állítottunk be, hogy tanulmányozzuk a különbözı<br />
talajtakaró anyagok (fekete fólia, fenyıkéreg, szalma, ló-, sertés- és marhatrágya) hatását a fák<br />
tápanyag-felvételére.<br />
Kísérletünkben vizsgáltuk a levelek makrotápelemeinek mennyiségét. Megállapítottuk, hogy<br />
az alkalmazott kezelések a levél N-, Ca-, és S-tartalmát szignifikánsan növelték, ellenben P-<br />
tartalmát szignifikánsan csökkentették. A levelek K-tartalma csak a trágyás kezelésekben érte el<br />
illetve haladta meg a kontrollban mért értékeket. A levelek Mg-tartalma a szalmás és marhatrágyás<br />
kezelést kivéve szintén szignifikánsan nıtt a kontrollhoz képest. Az alkalmazott különbözı<br />
talajtakaró anyagok a fák tápanyagfelvételét befolyásolták, így hatásuk nemcsak a talaj tápanyagkészletének<br />
megváltozásában érhetı tetten.<br />
Adatainkból következtetésként levonható, hogy a kezeléshatásban a talajanalitikai eredmények<br />
során tapasztalt differenciált tápanyag-szolgáltatási tulajdonság a növényanalízis eredményeiben<br />
szintén tükrözıdött, de a kezelések hatásai nem mindig voltak egyértelmőek.Eredményeink<br />
rámutatnak a kezeléshatások mértékét és irányát befolyásoló számos egyéb<br />
tényezı (talajadottságok, évjárathatás, ültetvény kondíció) jelentıségére és kezelésmódosító<br />
néha elfedı hatására. Ezek tisztázására további vizsgálatok szükségesek.<br />
Summary<br />
Groundcover experiment was set up on lowland chernozem soil, in an integrated, six-year-old apple<br />
(Malus domestica Borkh.) orchard to study the effect of different groundcover matters (black foil,<br />
pine bark mulch, straw, horse manure, pig manure and cattle manure) on the nutrient uptake of trees.<br />
The contents of macronutrients of leaves were measured in our experiment. The used treatments<br />
increased leaf N, Ca and S significantly, but decreased leaf P. Leaf K was equal or higher<br />
only in the manure treatments compared to the control. Except straw and cow manure treatments,<br />
the Mg contents of leaves of other treatments were significantly higher than in the control.<br />
Different ground cover materials applied affected the nutrient uptake of trees. So, they<br />
have effects not only on the changing of nutrient supply of soil.<br />
Conclusions of our data are the following: The different nutrient supplying ability of treatments<br />
followed from the earlier results of soil analyses is confirmed by the results of plant<br />
analysis also. Moreover, sometimes the effects of the treatments were not consequent. Our<br />
results pointed out the importance and modifying effect of several other factors (soil conditions,<br />
effect of year, condition of orchard), which affect the degree and trend of effects of treatments.<br />
To clear the effects of these factors further investigations are needed.<br />
399
Nagy – Sipos – Sándor – Nyéki – Szabó<br />
Bevezetés<br />
A talajtakarás, mint gyommentesítı, talajvízkészlet megırzı, tápanyag szolgáltató<br />
technika az elmúlt évtizedekben, fıképp nemzetközi viszonylatban, terjedıben van<br />
(HAYNES, 1980; SKROCH SHRIBBS, 1986; FAUST, 1989; MERWIN, STILES, 1994;<br />
MERWIN et al., 1994; NEILSEN et al., 2003). Az alkalmazás terjedése összhangban van<br />
az ökológiai termesztéstechnikában való alkalmazhatóságával is (SKROCH, SHRIBBS,<br />
1986; GRANATSTEIN, 2000). A talajtakarás jelentıségét tovább fokozza, hogy napjainkban<br />
a talajok felvehetı vízkészleteinek csökkenésével, a tenyészidıszak folyamán<br />
gyakorta kialakuló víz-stressz okozta tápanyag-felvételi anomáliák miatt, egyre inkább<br />
elıtérbe kerülnek a „vízmegırzı” termesztéstechnológiai megoldások. Különösen érvényes<br />
ez a fás szárú állókultúrák esetén, melyek több évig, évtizedig termıképesek és<br />
a megfelelı vízellátás a minıségi gyümölcstermesztés alapja (LANG et al., 2001;<br />
SOLTÉSZ et al., 2004; SOLTÉSZ et al., 2005).<br />
400<br />
1. táblázat Napjainkban legelterjedtebben alkalmazott talajtakaró anyagok<br />
Szerves anyagok<br />
Szervetlen anyagok<br />
Szalma<br />
Kızúzalék<br />
Szalmás trágya<br />
Mőanyag fólia<br />
Istállótrágya<br />
Agrofólia<br />
Főrészpor<br />
Papír foszlány<br />
Fenyıkéreg mulcs<br />
Gyep<br />
Takaró növények<br />
(főfélék, hüvelyesek, széna stb.)<br />
Természetes gyomtakaró<br />
Zöldtrágya<br />
Forrás: HROTKÓ (2003) alapján saját szerk.<br />
A talajtakarás tápanyag-utánpótlásban betöltött szerepének tisztázása az intenzív kutatások<br />
ellenére még nem kellıképp tisztázott. Sajnos a talajtakarás tápanyagfelvételt befolyásoló<br />
hatásairól különösen kevés a hazai információ (NAGY et al., 2008a, b). A talajtakarás<br />
tápanyagfelvételt befolyásoló hatásainak vizsgálatára kísérletet állítottunk be réti<br />
csernozjom típusú talajon álló, integrált termesztéső, hat éves, almaültetvényben.<br />
Kísérletük célja az volt, hogy a különbözı talajtakaró anyagok (fekete fólia, fenyıkéreg,<br />
szalma, ló-, sertés- és marhatrágya) miként befolyásolják a talaj AL-oldható<br />
foszfor- és káliumtartalmát, a talaj könnyen oldható (0,01 M CaCl 2 ) nitrogénfrakcióinak<br />
mennyiségét, valamint a tápelemek felvételi viszonyait.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Kísérletünket a TEDEJ Rt. Hajdúnánás-Tedej-i ültetvényében állítottuk be 2005 kora tavaszán.<br />
Az ültetvény talaja réti csernozjom típusú. Az ültetvényt 1999 ıszén létesítették<br />
MM106-os alanyon 3,8m x 1,1m sor- ill. tıtávolság mellett. A sorokban tíz fából álló<br />
blokkokat alakítottak ki. Az ültetvénykezelést az integrált normák szerint végzik.<br />
Az ültetvényben alkalmazott talajtakaró kezeléseket az 2. táblázat mutatja.<br />
A talajtakaró anyagok elhelyezése azonos volt minden kezelés esetén. A facsíktól<br />
számítva jobbra és balra 0,75m szélességben, a tíz fát magába foglaló parcella teljes<br />
hosszában. Az így befedett terület 16,5 m 2 volt. A kezelésenkénti ismétlések száma<br />
négy volt.
Mintavétel<br />
Integrált almaültetvényben végzett talajtakarás hatása a fák tápanyag-felvételére<br />
2. táblázat Alkalmazott talajtakaró kezelések<br />
Kezelés (1) Alkalmazott dózis (m 3 /parcella) (2)<br />
a) Kontroll -<br />
b) Szalma 2,475<br />
c) Fenyıkéreg (mulcs) 0,5<br />
d) Marhatrágya 1,65<br />
e) Lótrágya 1,65<br />
f) Sertéstrágya 1,65<br />
g) Fekete fólia 0.5mm vastagságban<br />
A hazai és nemzetközi szabványoknak megfelelıen a talajmintáinkat kézi talajfúró<br />
segítségével, három rétegbıl (0-20cm; 20-40cm és 40-60cm) vettük, minden blokkból<br />
egyet, a kísérlet beállítása elıtt (2005 tavasza) és másfél év elteltével (2006 ısze).<br />
A talajmintákat homogenizáltuk, szárítottuk, darálás elıtt a növényi maradványokat,<br />
esetleges szennyezıdéseket eltávolítottuk majd 2mm-es szitán szitáltuk. Vizsgálatig<br />
zárható mőanyag edényben tároltuk.<br />
A fı talajparaméterek meghatározása a magyar szabvány elıírásainak megfelelıen<br />
történt (MSZ 20135:1999). A talaj könnyen oldható nitrogén frakcióinak meghatározására<br />
0,01M CaCl 2 kivonószert, az oldható kálium és foszfor frakciók meghatározására<br />
ammónium-laktát-oldatot (AL) használtunk (HOUBA et al., 1986; MSZ 20135:1999). A<br />
humusztartalom meghatározását égetéses módszerrel végeztük úgy, hogy az összes<br />
széntartalomból kivontuk a szervetlen széntartalmat (NAGY, 2000).<br />
Levélmintát ’Idared’ fajta esetén kezelésenként a szabványban rögzített standard<br />
mintavételi idıpontban (VII. hó második fele) vettünk (MI-08 0468-81). A mintavétel,<br />
a magyar szabvány (MI-08 0468-81) illetve NAGY (2009) alapján történt.<br />
Statisztikai értékelés<br />
A vizsgálati adatokat varianciaanalízissel értékeltük. Az értékelésénél a kezelések<br />
hatását - a hazai és nemzetközi gyakorlatban alkalmazott - 5%-os szignifikancia szinten<br />
vizsgáltuk.<br />
Vizsgálati eredmények értékelése<br />
A) A kísérlet hatása a legfontosabb talajparaméterekre és az egyes tápanyagformák<br />
mennyiségeire<br />
A kísérlet beállítása elıtti majd az egy évvel késıbbi talaj mintavétel eredményeit és a<br />
kezelések hatását a fıbb vizsgált talajparaméterekre korábbi publikációnkban mutattuk<br />
be (NAGY et al., 2008a). Jelen dolgozatban a növényanalitikai eredményekre<br />
fókuszálunk illetve arra, hogy a talajanlízis során kapott összefüggések megjelennek-e<br />
és milyen mértékben a növénydiagnosztikai vizsgálatok során<br />
A terület talajának rövid ismertetése nélkül a bemutatandó növényanalitikai eredmények<br />
nehezen értelmezhetıek, így egy rövid ismertetésre itt is sort kerítünk.<br />
A vizsgált terület talajának kémhatása semleges közeli, gyengén lúgos, Arany-féle<br />
kötöttsége a vizsgált rétegben 45-nek adódott. A vizsgált felsı réteg jelentıs mennyiségő<br />
karbonátot tartalmaz, melynek mennyisége a mélységgel nı. A humusztartalom<br />
alapján a talaj nitrogén ellátottsága közepesnek mondható.<br />
401
Nagy – Sipos – Sándor – Nyéki – Szabó<br />
Az AL-kivonat alapján a talaj foszfor ellátottsága a felsı húsz centiméterben közepes,<br />
a mélységgel mennyisége azonban jelentısen csökken. Hasonló megállapítás tehetı<br />
az AL-oldható kálium esetén is.<br />
A 0,01M CaCl 2 oldható szervetlen nitrogén frakciók közül a nitrát frakció a domináns,<br />
míg az ammónium mennyisége elhanyagolható. Méréseink alapján a könnyen<br />
oldható szerves nitrogén frakció mennyisége azonban összevethetı a nitrát-nitrogén<br />
tartalommal. Ez utóbbi nitrogén frakció mennyisége kisebb változatosságot mutat a<br />
rétegek között, mint a szervetlen formáké.<br />
A korábbi talajvizsgálati eredmények értékelése<br />
Talajanalitikai eredményeink rámutattak, hogy az alkalmazott talajtakaró anyagok<br />
hatásukat tekintve több kategóriába sorolhatók. A trágyás kezelések növelték leghatékonyabban<br />
a felvehetı N-frakciók ill. foszfor és kálium mennyiségét a vizsgált talajrétegekben.<br />
A szalmatakarás és mulcsozás mérsékeltebb, míg a fóliatakarás a legkisebb<br />
mértékő tápanyagnövelı hatást okozta. A kezelések közti eltérés csak a hatások mértékében<br />
és a talajmélység függvényében mutatkozott. A felületre történı kijuttatás valamint<br />
bomlási folyamatok miatt - a talajtípustól függıen – viszonylag kismértékő volt a<br />
vertikális hatás.<br />
Eredményeink alapján különbség tehetı a tápanyagot is szolgáltató kezelések (szerves<br />
trágyás takarás), a tápanyagokat csekély mértékben szolgáltató (szalmatakarás,<br />
mulcsozás) kezelések és a tápanyagokat nem szolgáltató (fóliaborítás) kezelések hatásai<br />
között.<br />
B) A kísérlet hatása a fák tápanyag-felvételére (növényanalitikai eredmények)<br />
Kísérletünkben kíváncsiak voltunk, hogy az alkalmazott kezelések befolyásolják-e és<br />
milyen mértékben a fák által felvett tápelemek mennyiségeit<br />
A kapott levéldiagnosztikai adatok a 3. táblázatban láthatók. A táblázat adataiból<br />
megállapítható, hogy a kontrollhoz képest a fóliás kezelés kivételével mindegyik kezelés<br />
szignifikánsan növelte a levél N-tartalmát. Legjelentısebb hatást a trágyás kezelések<br />
mutattak (3. táblázat).<br />
Érdekes módon a kezelések többségében a levelek P-tartalma elmaradt a kontrolléhoz<br />
képest, míg a K-tartalmuk csak a trágyát tartalmazó kezelésekben érte el illetve<br />
haladta meg a kontrollkezelésnél mért értéket (3. táblázat).<br />
Eredményeink alapján a kezelések a levél Ca-, és S-tartalmát szignifikánsan növelték,<br />
míg a levelek Mg-tartalma a szalmás és marhatrágyás kezelést kivéve szintén szignifikánsan<br />
nıtt.<br />
Összefoglalóan megállapítható, hogy az alkalmazott különbözı talajtakaró anyagok<br />
a fák tápanyagfelvételét befolyásolták, így hatásuk nemcsak a talaj tápanyagkészletének<br />
megváltozásában érhetı tetten. Adatainkból következtetésként levonható, hogy a<br />
kezeléshatásban a talajanalitikai eredmények során tapasztalt differenciált tápanyagszolgáltatási<br />
tulajdonság a növényanalízis eredményeiben szintén tükrözıdött, de konzekvensen<br />
a kezelések hatása nem mindig volt egyértelmő.<br />
A kapott összefüggésekben és a szakirodalmi adatokban - némely kontextusban -<br />
mutatkozó inkonzekvencia rámutat a kezeléshatások mértékét és irányát befolyásoló<br />
számos egyéb tényezı (talajadottságok, évjárathatás, ültetvény kondíció) jelentıségére<br />
és kezelésmódosító néha elfedı hatására.<br />
Ezek tisztázására további vizsgálatok szükségesek.<br />
402
Integrált almaültetvényben végzett talajtakarás hatása a fák tápanyag-felvételére<br />
3. táblázat Az alkalmazott kezelések hatása a levelek vizsgált makroelem-tartalmaira<br />
N P K Ca Mg S<br />
Kezelés<br />
% (sz.a.)<br />
Kontroll 1,63a 0,14d 0,68b 2,16a 0,34a 0,23a<br />
Szalma 1,83c 0,07a 0,55a 2,62c 0,33a 0,29b<br />
Fenyıkéreg mulcs 1,76b 0,08ab 0,55a 2,61c 0,44c 0,32b<br />
Marhatrágya 1,95d 0,06a 0,68b 2,18a 0,33a 0,46e<br />
Lótrágya 1,74b 0,14d 0,82c 2,74d 0,40b 0,32b<br />
Sertéstrágya 1,82c 0,08ab 0,68b 2,58c 0,39b 0,33bc<br />
Fekete fólia 1,67a 0,09b 0,55a 2,42b 0,44c 0,31b<br />
Átlag 1,77 0,10 0,64 2,47 0,38 0,32<br />
Megjegyzés: A kezeléshatások vizsgálata 5%-os szignifikancia szinten történt. Az azonos<br />
szignifikancia szinteket azonos betővel jelöltük.<br />
1. és 2. fotó Talajtakarás a gyakorlatban (Nagy Péter Tamás felvételei)<br />
Irodalomjegyzék<br />
FAUST, M. (1989). Physiology of temperate zone fruit trees. John Wiley & Sons, Inc.USA<br />
GRANATSTEIN, D. (2000). Tree fruit production with organic farming methods.<br />
http://organic.tfrec.wsu.edu/OrganicIFP/OrganicFruitProduction/OrganicMgt.pdf<br />
HAYNES, R.J. (1980). Influence of soil management practice on the orchard agro-ecosystem.<br />
Agro-Ecosystems, 6, 3-32.<br />
HOUBA, V.J.G., NOVOZAMSKY, I., HUYBREGTS, A.W.M., VAN DER LEE, J.J. (1986). Comparison of<br />
soil extraction by 0.01M CaCl 2 by EUF and by some conventional extraction procedures.<br />
Plant and Soil, 96, 433-437.<br />
HROTKÓ, K. (szerk.) (2003). Cseresznye és meggy. Gazdakönyvtár, Budapest<br />
LANG, A., M., BEHBOUDIAN, H., KIDD, J., BROWN, H. (2001). Mulch enhances apple fruit storage<br />
quality. Acta Horticulturae, 557, 433-439.<br />
MERWIN, I.A., STILES, W.C., VAN ES, H.M. (1994). Orchard groundcover management impacts on<br />
soil physical properties. J. Amer. Soc. Hort. Sci., 119, 209-215.<br />
MERWIN, I.A., STILES, W.C. (1994). Orchard groundcover management impacts on apple tree<br />
growth and productivity, and soil nutrient availability and uptake. J. Amer. Soc. Hort. Sci.,<br />
119, 216-222.<br />
MI-08 0468-81. Növényelemzések. Gyümölcsös ültetvények. Mintavétel, mintaelıkészítés,<br />
mintatárolás.<br />
MSZ 20135:1999. A talaj oldható tápelemtartalmának meghatározása. <strong>Magyar</strong> Szabványügyi<br />
Testület.<br />
403
Nagy – Sipos – Sándor – Nyéki – Szabó<br />
NAGY, P.T. (2000). Égetéses elven mőködı elemanalizátor alkalmazhatósága talaj- és növényvizsgálatokban.<br />
Agrokémia és Talajtan, 49 (3-4), 521-534.<br />
NAGY, P. T., KÁTAI, J., SZABÓ, Z., NYÉKI, J. (2008a). A talaj felvehetı nitrogén-, foszfor-és<br />
káliumkészletének változása integrált almaültetvényben beállított talajtakarásos kísérletben.<br />
Talajvédelem különszám, 481-488.<br />
NAGY, P. T., KINCSES, I., KREMPER, R., SZABÓ, Z., NYÉKI, J. (2008b). Effects of groundcover<br />
management on nutrient availability and uptake of young, non bearing pear orchard in<br />
eastern Hungary. Acta Agraria. Debr. Supplement, 33-36.<br />
NAGY, P. T. (2009). Gyümölcsösök tápanyag-gazdálkodásának idıszerő kérdései. Debreceni<br />
Egyetem, AMTC, KFI, 105-114.<br />
NEILSEN, G. H., HOGUE, E. J., FORGE, T., NIELSEN, D. (2003). Mulches and biosolids affect<br />
vigor, yield and leaf nutrition of fertigated high density apple. Hortscience, 38, 41-45.<br />
SKROCH, W.A. , SHRIBBS J.M. (1986). Orchard floor management: an overview. HortScience, 21,<br />
390–393.<br />
SOLTÉSZ, M., NYÉKI, J., SZABÓ, Z. (2004). A klímaváltozás kihívásai a gyümölcstermesztésben.<br />
„AGRO-21” Füzetek, 34, 3-20.<br />
SOLTÉSZ, M., NYÉKI, J., SZABÓ, Z., GONDA, I., LAKATOS, L., RACSKÓ, J., THURZÓ, S., DANI,<br />
M., DRÉN, G. (2005). Alkalmazkodási stratégia az alföldi gyümölcstermelésben a globális<br />
gazdasági és klímaváltozás nyomán. „AGRO-21” Füzetek, 45, 16-26.<br />
404
TRÁGYÁZÁS HATÁSA TERMÉSZETES LEGELİK<br />
GYEPHOZAMÁRA ÉS ELEMTARTALMÁRA<br />
Ragályi Péter, Kádár Imre<br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: ragalyi@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
A Hortobágyi és a Kiskunsági Nemzeti Parkkal szomszédos és hasonló adottságú Bakonszeg, ill.<br />
Cserkeszılı térségében vizsgáltuk az NPK mőtrágyák és a juhtrágya hatását és utóhatását a gyep<br />
fejlıdésére, termésére és ásványi összetételére. A réti szolonyec termıhely feltalaja agyag mechanikai<br />
összetételő, felszínében mészhiányos 4-6% humusztartalommal. A talaj foszforral általában<br />
gyengén-közepesen, káliummal és egyéb makro/mikroelemekkel kielégítıen ellátott volt.<br />
A N, illetve NP mőtrágyázással a főtermés 2-3, a szénatermés 1,5-2,2-szeresére nıtt az elsı<br />
évben. A 2. évben Cserkeszılın nem voltak igazolható utóhatások a szénatermésben.<br />
Bakonszegen ezzel szemben az NP mőtrágyázás és a juhtrágya utóhatása igazolható 1-1,5 t/ha<br />
széna terméstöbbletet adott.<br />
Az elsı évben az NP és NPK kezelésekben mindkét termıhelyen igazolhatóan nıtt a széna<br />
N, K, P, S és Cu koncentrációja. A második évben a széna ásványi összetételét a trágyázás nem<br />
módosította. Bakonszegen a széna dúsabb volt N, K, P, Cu, valamint szegényebb Ca, Sr, Fe, Ba,<br />
Pb, Cr elemekben a Cserkeszılı termıhelyhez viszonyítva.<br />
A vizsgált ısgyepek makro- és mikroelemekben általában egyaránt gazdagok és kielégíthetik<br />
a legelı állatok ásványi elemekkel szembeni igényeit.<br />
Summary<br />
Investigations were made on two natural permanent grasslands developed on meadow solonetz<br />
clay saline soil: the Bakonszeg farm near to Hortobágy National Park and the Cserkeszılı farm<br />
near to Kiskunság National Park. The soil upper 20 cm layer has a pH KCl 5.0-6.0, 4-5% humus and<br />
is with soluble P and N poorly, while with other soluble macro and microelements well supplied.<br />
At a depth of 1 m it has a pH KCl 8.0, CaCO 3 10-20%, and “total salt” content of 0.2-0.3%.<br />
Applying 100 kg/ha N and 100 kg/ha P 2 O 5 mineral fertilizers, the yield of grass lifted 2-3-fold<br />
while the hay yield 1.5-2.2-fold compared to the unfertilized control in the 1 st year. The 2 nd year<br />
effects of fertilization at Cserkeszılı site were not proven statistically in hay yield. However, the<br />
NP-fertilization and also the sheep manure gave 1-1,5 t/ha hay surpluses at Bakonszeg farm.<br />
In the 1 st year the NP and NPK treatments stimulated significantly the N, K, P, S and Cu accumulation<br />
in the hay on both sites, however in the 2 nd year the mineral composition did not<br />
change significantly as a function of treatment neither at Cserkeszılı, nor at Bakonszeg site.<br />
The hay had higher N, K, P, Cu, and lower Ca, Sr, Fe, Ba, Pb, Cr element content at Bakonszeg<br />
compared to Cserkeszılı site. Generally, these natural permanent grasslands are well supplied<br />
with macro- and microelements and may meet the mineral element need of the grazing animals.<br />
Bevezetés<br />
Ismeretes, hogy a világ számos pontján a legelık gyenge termékenységét bizonyos<br />
mikroelemek hiánya vagy túlsúlya (Mn, Zn, Cu, B, Mo, Se) okozza. Miután a hiányokat<br />
azonosították és korrigálták, az állattenyésztés és a mezıgazdaság rohamos fejlıdésnek<br />
indulhatott pl. Ausztráliában és az USA-ban. SZALAY és munkatársai (1977)<br />
405
Ragályi – Kádár<br />
felvetették, hogy a Hortobágy szikes legelıinek kicsi hozamait talán nemcsak az emelkedett<br />
sótartalom, hanem egyéb elemhiány is elıidézheti. Több száz növénymintát<br />
elemeztek, ill. növényrendszertani és takarmányozási szempontból értékeltek 37 mintavételi<br />
helyet érintve.<br />
CZEGLÉDI és BÉRI (2002) in BÉRI és munkatársai (2004) vizsgálatai alapján a vizelet<br />
hatására a hortobágyi talaj sótartalma a mintegy ¼ ha itatóhelyen 0,02%-ról 0,3%-ra<br />
emelkedett. Egyidejőleg nıtt az össz-N, NO 3 -N, NH 4 -N mennyisége is. Megállapításaik<br />
szerint a legeltetett területen nagyobb a biodiverzitás, melynek megırzéséhez erıs<br />
legeltetésre van szükség a szikes pusztákon.<br />
NAGY és VINCZEFFY (1997) pányvázásos legeltetéssel mérte a tejelı marha trágyatermelését<br />
és annak hatását a gyep hozamára. Adataikat összevetve egy 1956 és 1996<br />
között közölt kutatási eredménnyel azt kapták, hogy a bélsárürítés 36, a vizelet 20<br />
kg/ha, a napi hatóanyag kijuttatás pedig N-250, P 2 O 5 -120, K 2 O-270 g/nap. Adataikból<br />
megállapították, hogy a területre jutó ürülék hatására évrıl évre javul a gyep hozama és<br />
annak ütemében javul az állateltartó képesség.<br />
SZOPKÓ és BARCSÁK (1992) összehasonlító kísérletben megállapítja, hogy a 20 t/ha<br />
szerves trágyázással nyert 22 t/ha főtermés hozama megegyezik az 50 kg/ha/év<br />
NH 4 NO 3 mőtrágya 23 t/ha főtermésével, míg a 40 t/ha kezelés 30 t/ha zöld hozama a<br />
100 kg/ha/év NH 4 NO 3 adag 30 t/ha termésével. A szerzık vizsgálatai a Festuca<br />
arundinacea (nádképő csenkesz) vezérnövényő gyepen történtek.<br />
CSÍZI és MONORI (2005) 20-40-60 t/ha túlérett juhtrágya hatását vizsgálva megállapította,<br />
hogy a 20 t/ha dózis kedvezıen befolyásolja a növény állomány faji összetételét,<br />
a 40 t/ha pedig már a termést is növeli mintegy 30%-al. A 60 t/ha trágya adag nem<br />
eredményez olyan fokú változásokat, ami indokolná az alkalmazását.<br />
VINCZEFFY (2005) szerint a hortobágyi legelık gyógynövényeiben a K 3,23%, Ca<br />
1,42%, Fe 179 mg/kg, Mn 54 mg/kg, Zn 29 mg/kg, Cu 8,5 mg/kg mennyiséget tett ki a<br />
szárazanyagban. A mikroelem-tartalom összességében 78%-kal múlta felül a füvek és<br />
a pillangósok átlagát.<br />
Összefoglalóan elmondható, hogy a trágya érvényesülését az éghajlat és a talajfauna<br />
befolyásolja alapvetıen. A trágyaborítás az állatsőrőség függvényében 1-5%-ra tehetı<br />
éves szinten. A hullott trágya egyenetlenül oszlik el legeltetés közben és nagyok a N-<br />
veszteségek, a trágya-N érvényesülése kicsi. A N körforgalma a legeltetésnél nem zárt,<br />
a N mozgása a talaj-növény-állat rendszerben tehát nem nevezhetı „gazdaságosnak”.<br />
A legeltetés trágyahatása ritkán mutatható ki a fenti okok miatt, hiszen az elsı minimumban<br />
általában a N van a gyepek táplálásában, melynek döntı része elveszhet.<br />
Ezért is nagyok a N-hatások a mőtrágyázási kísérletekben.<br />
A továbbiakban a saját vizsgálataink eredményeit ismertetjük, melyeket ısgyepeken<br />
végeztünk 2005-ben és 2006-ban. Jelen cikk a területeken beállított kísérletek eredményeit<br />
közli. Korábbi cikkeink a juhtartás hatásait is elemezték, és feltárták a talajnövény<br />
rendszert ért terhelést (KÁDÁR et al., 2007 a,b).<br />
Agyag és módszer<br />
2005. április elején trágyázási kísérletet indítottunk a két nemzeti park területével<br />
szomszédos legelıkön, azonos kísérleti sémával, hogy az eredmények összevethetık<br />
legyenek. A parcellák 5x5=25 m 2 alapterületőek voltak. Mőtrágyázási kezelések az ún.<br />
klasszikus hiánykísérleti sort követik (kontroll, N, P, K, NP, NPK), hogy a trágyahatások,<br />
ill. a talaj feltöltöttsége szabatosan megállapítható legyen. A 6 kezelést 3 ismétlés-<br />
406
Trágyázás hatása természetes legelık gyephozamára és elemtartalmára<br />
ben és latin tégla elrendezésben állítottuk be, mely kiegészült a juhtrágya vizsgálatával,<br />
így 7x3=21 parcellás kísérletekkel dolgozunk. Trágyázás elıtt a kísérleti területrıl<br />
párhuzamos átlagmintákat vettünk a feltalajból, illetve a kísérlet szegélyében mélyfúrásokat<br />
végeztünk 1 m mélységig 20 cm-enként. A trágyát parcellánként kézzel szórtuk<br />
ki a sarjadó gyepre, bemunkálás nem történt. A N kezelés 100 kg/ha N, a P 100 kg/ha<br />
P 2 O 5 , a K 200 kg/ha K 2 O adagot, míg a friss juhtrágya 10 t/ha mennyiséget tett ki egyszeri<br />
kijuttatással (1. táblázat).<br />
Egy hónappal késıbb, 2005. május 11-én, majd 2006. május 30-án a kísérleti parcellák<br />
növényeit mintáztuk. Megállapítottuk 0,5 m 2 -es mintavételek alapján a növények<br />
friss és légszáraz tömegét, légszárazanyag %-át, majd a széna makro- és mikroelem-tartalmát.<br />
A mintavétellel egy idıben állomány-bonitálást végeztünk fejlettségre,<br />
illetve a botanikai összetételt is felvételeztük. Laboratóriumi vizsgálatok az MTA <strong>Talajtani</strong><br />
és Agrokémiai Kutató Intézetében történtek. Az adatokat egytényezıs varianciaanalízissel<br />
értékeltük.<br />
A kijuttatott juhtrágya Bakonszegen 2,07% N, 4,30% K, 0,93% P összetétellel rendelkezett,<br />
míg Cserkeszılın 1,66% N, 2,18% K, 0,58% P volt a légszárazanyagban. Az<br />
elsı évben kiszórt 10 t/ha nedves (59% szárazanyag- tartalmú) juhtrágyával tehát<br />
Bakonszegen 122 kg N, 254 kg K 2 O és 55 kg P 2 O 5 jutott ki a talajra, míg Cserkeszılın<br />
a 10 t/ha friss 52% szárazanyag-tartalmú juhtrágyával 86 kg N, 113 kg K 2 O, illetve 30<br />
kg P 2 O 5 kijuttatás történt. A termés megállapítása, illetve a mintavételeket követıen a<br />
kísérleti területen a legeltetés a szokásos módon folytatódott.<br />
Eredmények<br />
A trágyázási kezelések elsı évi hatását a gyepnövényzet fejlıdésére és hozamára a 1.<br />
táblázatban tanulmányozhatjuk. Bakonszeg térségében döntıen a N-trágyázás növelte a<br />
zöld fő, illetve a légszáraz széna tömegét. Az állomány fejlettségére utaló bonitálási és<br />
a mért termésadatok összecsengenek. A P-trágyázás csak a nitrogénnel együtt adva<br />
mutatott pozitív hatást. A K-trágyázás a várakozásoknak megfelelıen hatástalan maradt<br />
ezen a káliummal kielégítıen ellátott agyagos talajon. A N, NP és NPK kezelésekben<br />
csökkent a szárazanyag-tartalom, a fő nedvdúsabb és fiatalabb maradt élettanilag.<br />
A zöld főtermés e kezelésekben 2-3-szorosára, míg a szénatermés átlagosan 1,5-2,2-<br />
szeresére emelkedett.<br />
Cserkeszılı területén, ezen a foszforral gyengébben ellátott talajon csak az együttes NP<br />
trágyázás bizonyult hatékonynak. Mivel mind a N, mind a P terméslimitáló tényezı, ezért a<br />
külön N és külön P kezelés eredménytelen maradt. A K-trágyázás itt is hatástalan, hisz a<br />
talaj K-szolgáltatása csaknem kimeríthetetlen. A mért adatok jó egyezést mutatnak az elızetes<br />
bonitálás eredményével. A zöld főtömeg 2,4-szeresére, a széna tömege 1,6-szorosára<br />
emelkedett statisztikailag igazolhatóan az NP kezelésben, összevetve a trágyázatlan kontrollal.<br />
A P, NP és NPK kezelésekben drasztikusan mérséklıdött a fő szárazanyag-tartalma<br />
(1. táblázat).<br />
Amint a 2. táblázatban látható a kísérlet második évében Bakonszegen a N, NP, NPK és a<br />
juhtrágya utóhatása is fejlettebb állományt eredményezett a trágyázatlan kontrollhoz képest.<br />
Ami a gyep átlagos magasságát illeti, a N és a NPK kezelések bizonyultak<br />
jobbnak, míg a légszáraz szénatermés tekintetében az NP és a juhtrágya utóhatása<br />
volt igazolható. Ezzel szemben Cserkeszılın gyakorlatilag semmiféle trágyahatást<br />
nem tudtunk bizonyítani statisztikailag a kontrollhoz viszonyítva.<br />
407
Ragályi – Kádár<br />
408<br />
1. táblázat Trágyázási kezelések hatása a gyepnövényzet fejlıdésére és hozamára 2005. május 11-én<br />
Kezelések Bonitálás Zöld tömeg Légszáraz anyag Széna<br />
jele (1) állományra (2) t/ha (3) % (4) t/ha (5)<br />
Bakonszeg (Hortobágy) (a)<br />
Kontroll (b) 1,0 5,8 21,7 1,3<br />
N 4,0 12,7 17,3 2,2<br />
P 2,7 6,6 21,4 1,4<br />
K 1,0 6,2 21,6 1,3<br />
NP 4,0 17,9 16,6 2,9<br />
NPK 5,0 12,0 16,8 2,0<br />
Juhtrágya (c) 2,0 6,5 19,7 1,3<br />
SzD 5% (d) 1,4 5,9 2,0 0,9<br />
Átlag (e) 2,8 9,7 19,3 1,8<br />
Cserkeszılı (Kiskunság) (f)<br />
Kontroll (b) 2,0 6,3 28,1 1,8<br />
N 3,7 6,7 25,9 1,7<br />
P 1,7 6,9 22,1 1,5<br />
K 1,3 5,0 31,0 1,5<br />
NP 4,7 14,9 17,4 2,6<br />
NPK 4,3 10,7 17,3 1,8<br />
Juhtrágya (c) 2,7 4,7 27,1 1,3<br />
SzD 5% (d) 1,5 7,0 4,7 1,0<br />
Átlag (e) 2,9 8,7 24,0 1,8<br />
Megjegyzés: N=100 kg/ha N, P=100 kg/ha P 2 O 5 , K=200 kg/ha K 2 O évente, a juhtrágya 10 t/ha/3<br />
évre. Bonitálás: 1=igen gyenge, 2=gyenge, 3=közepes, 4=jó, 5=igen jó állományfejlettség.<br />
2. táblázat Trágyázási kezelések utóhatása a gyep fejlıdésére és termésére 2006. május 30-án<br />
Kezelések<br />
jele (1)<br />
Bonitálás<br />
fejlettségre (2)<br />
Magasság<br />
cm (3)<br />
Zöldtömeg<br />
t/ha (4)<br />
Széna<br />
t/ha (5)<br />
Légszáraz<br />
anyag % (6)<br />
Bakonszeg (Hortobágy)<br />
1. Kontroll (a) 2,0 50 4,7 1,6 34<br />
2. N 4,0 70 7,8 2,6 33<br />
3. P 2,2 57 6,8 2,3 33<br />
4. K 2,0 48 5,6 1,8 33<br />
5. NP 4,5 60 7,6 2,7 37<br />
6. NPK 4,0 70 6,7 2,2 33<br />
7. Juhtrágya (b) 3,7 47 9,3 3,0 34<br />
SzD 5% (c) 1,5 18 3,5 1,1 4<br />
Átlag (d) 3,2 57 6,9 2,3 34<br />
Cserkeszılı (Kiskunság)<br />
1. Kontroll (a) 3,0 50 9,6 2,9 30<br />
2. N 2,0 60 8,0 2,6 33<br />
3. P 3,0 50 8,7 2,5 30<br />
4. K 3,3 57 7,4 2,3 31<br />
5. NP 3,0 53 10,0 2,9 30<br />
6. NPK 3,3 67 6,9 2,2 31<br />
7. Juhtrágya (b) 3,0 53 9,0 2,6 29<br />
SzD 5% (c) 0,7 10 5,6 1,5 4<br />
Átlag (d) 3,0 56 8,5 2,6 31<br />
Bonitálás: 1 – igen gyengén, 2 – gyengén, 3 – közepesen, 4 – jól, 5 – igen jól fejlett állomány.
Trágyázás hatása természetes legelık gyephozamára és elemtartalmára<br />
2006. június végén Szemán László vizsgálta a trágyázási kezelések hatását a gyep<br />
botanikai összetételére. Uralkodó fajnak az ecsetpázsit bizonyult átlagosan 60% borítással.<br />
A réti perje 12%, a veresnadrág csenkesz és a cickafark 3-3%, míg a bodorka<br />
herék és a szarvas kerep 2-2% borítást képviselt átlagosan Bakonszegen. A N, P, NPK<br />
mőtrágyázás hatására nıtt az ecsetpázsit borítása, míg a juhtrágyázott területen a cickafark<br />
8%-os fedettséget ért el.<br />
A kísérleti parcellák gyeptakarójának ásványi összetételérıl a 3. táblázat informál.<br />
3. táblázat Trágyázás hatása a légszáraz gyepszéna elemösszetételére Bakonszeg és<br />
Cserkeszılı területén. Mintavétel 2005. május 11-én<br />
Elem Mérték<br />
Bakonszeg<br />
Cserkeszılı<br />
jele (1) egység (2) Kontroll (3) NP NPK Kontroll (3) NP NPK<br />
N % 2,78 3,43* 3,19 1,89 2,83* 2,59*<br />
K % 2,91 3,27* 3,76* 1,96 2,77* 3,12*<br />
Ca % 0,59 0,57 0,49 0,77 0,80 0,64<br />
P % 0,42 0,51* 0,47* 0,27 0,44* 0,39*<br />
S % 0,28 0,38* 0,31 0,26 0,43* 0,35<br />
Mg % 0,24 0,27 0,23 0,24 0,25 0,24<br />
Na % 0,12 0,06 0,03 0,12 0,22 0,18<br />
NO 3 -N % 0,05 0,09* 0,09* 0,05 0,10* 0,06<br />
Fe mg/kg 207 144 178 294 317 202<br />
Mn mg/kg 220 148 173 200 152 377*<br />
Al mg/kg 122 47 80 191 196 102<br />
Zn mg/kg 36 34 34 41 44 44<br />
Sr mg/kg 29 20 20 40 40 32<br />
Ba mg/kg 18 14 18 48 42 32<br />
B mg/kg 18 14 12 17 14 14<br />
Cu mg/kg 10 12* 12* 7 10* 10*<br />
Ni mg/kg 2,9 2,1 2,6 2,0 1,5 2,1<br />
Pb mg/kg - - - 1,3 1,3 0,7<br />
Mo mg/kg 0,32 0,20* 0,22* 0,35 0,28 0,44<br />
Cr mg/kg 0,22 0,14 0,20 0,40 0,43 0,25<br />
Cd mg/kg 0,20 0,15 0,17 0,18 0,24 0,20<br />
Co mg/kg 0,17 0,14 0,14 0,21 0,19 0,62<br />
Megjegyzés: As 0,4, Se 0,6, Pb 0,3, Hg 0,1 mg/kg kimutathatósági határ alatt<br />
* - szignifikáns változás 95%-os valószínőségi szinten a kontrollhoz képest<br />
Mivel önmagában a P és K kezelések a füvek összetételét nem módosították, csak a<br />
trágyázatlan kontroll, NP és az NPK kezeléseket szemléltetjük. Az egytényezıs varianciaanalízis<br />
alapján statisztikailag is bizonyítható változásokat *-gal jelöltük. A kontroll<br />
parcellák növényeit összevetve megállapítható, hogy a Hortobágyon (Bakonszeg) termıhelyen<br />
a széna gazdagabb N, K, P és Cu, valamint szegényebb Ca, Fe, Sr, Ba, Pb és<br />
Cr elemekben a Cserkeszılı termıhelyhez viszonyítva. Az ólom Bakonszegen nem is<br />
volt kimutatható. Az As 0,4, Se 0,6, Hg 0,1 mg/kg kimutathatósági határ alatt maradt a<br />
vizsgált szénákban.<br />
Eredmények értékelése, megvitatása, következtetések<br />
Megállapítható, hogy a vizsgált ısgyepek hozamai a 100 kg/ha N és P2O5 hatóanyagok<br />
alkalmazásával megkétszerezhetık az elsı évben. A 10 t/ha friss juhtrágya ugyanakkor<br />
igazolhatóan nem növelte a gyepek termését. A szervestrágya lassan bomlik,<br />
409
Ragályi – Kádár<br />
hatóanyagai nehezen alakulnak át a növények számára felvehetı formába. Ismert, hogy<br />
a lassan ható szervestrágyák összes N-tartalmának körülbelül a fele hasznosulhat az<br />
évek során szabadföldi viszonyok között. A mikrobiális lebomlás folyamán fıként az<br />
elsı évben a N másik fele vagy nagyobb része elvész. Így Bakonszegen kb. 60 kg/ha,<br />
míg Cserkeszılın kb. 40 kg/ha N hasznosulhatott a juhtrágyázott parcellákon, ezek<br />
tehát N-hiányos kezelést jelentettek a gyepen, ahol a N a terméslimitáló tényezı.<br />
Ami a trágyahatásokat illeti látható, hogy mindkét termıhelyen emelkedett a széna<br />
N, K, P, S és Cu koncentrációja az NP vagy/és NPK kezelések nyomán. Ezen túlmenıen<br />
igazolható Bakonszegen a Mo-tartalom csökkenése az NP és NPK, illetve a Mn<br />
emelkedése az NPK kezelésben a kontrollhoz képest. Ahhoz, hogy a vizsgált gyepszénák<br />
tápláltsági állapotát diagnosztikai szempontból megítéljük, a 4. táblázatban áttekintést<br />
adunk a gyepszéna elemkészletérıl különbözı szerzık és eltérı termesztési/haszosítási<br />
módok szerint. Általában elfogadott, hogy a növényi optimum és az állatok<br />
számára optimális összetétel a takarmányban közeli, vagy azonos lehet a P, S, Ca,<br />
Mg elemek tekintetében. Az állatok Na és Cl igényét csak a szikes legelı füve elégítheti<br />
ki. A takarmányok Mn, Zn, Cu, Mo, Se készlete esetenként nem felel meg az állatok<br />
élettani szükségletének FINCK (1982) szerint.<br />
A gyepszéna mindkét termıhelyen többé-kevésbé megfelelı összetételt mutat takarmányozási<br />
szempontból a fıbb tápelemek tekintetében a trágyázatlan talajon, figyelembe<br />
véve HORVÁTH és PROHÁSZKA (1976, 1979), illetve FINCK (1982) által javasoltakat.<br />
A N és P némileg alacsonyabb tartalommal rendelkezik az optimálisnál NP trágyázás<br />
nélkül, míg Bakonszegen NP, illetve NPK mőtrágyázással a Na kerül a hiányzónába.<br />
Egyéb elemek (K, Ca, S, Mg, Fe, Mn, Zn, B, Cu, Mo, Co) koncentrációja eléri<br />
vagy meghaladja a megkívánt mértéket.<br />
4. táblázat A gyepszéna elemtartalma különbözı szerzık és eltérı<br />
termesztési/hasznosítási módok szerint<br />
Elem<br />
jele (1)<br />
Wolff<br />
(1872)<br />
Romasev<br />
(1960)<br />
Horváth/Prohászka<br />
(1976, 1979)<br />
Finck<br />
(1982)<br />
Bergmann<br />
(1992)<br />
Kádár<br />
(2005)<br />
N % 1,42 0,8-3,0 2,0-3,0 - 2,6-4,0 0,9-3,0<br />
K % 1,10 1,0-3,5 1,5-2,0 - 2,0-3,0 1,7-3,1<br />
Ca % 0,61 0,3-0,7 0,6-0,8 0,5-0,7 0,6-1,2 0,4-0,8<br />
P % 0,18 0,2-0,4 0,26-0,34 0,3-0,4 0,35-0,60 0,12-0,36<br />
Mg % 0,20 0,1-0,3 0,18-0,20 0,1-0,3 0,20-0,60 0,10-0,31<br />
S % 0,10 - - - - 0,14-0,32<br />
Na % 0,17 - 0,12-0,16 0,1-0,2 - 0,01-0,07<br />
Fe mg/kg - - 100-160 50-60 - 100-420<br />
Mn mg/kg - - 60-100 50-60 35-100 80-200<br />
Zn mg/kg - - 30-40 30-50 25-50 7-16<br />
Cu mg/kg - - 8-10 8-10 5-12 2-6<br />
B mg/kg - - 6-8 - 6-12 3-8<br />
WOLFF (1872): átlagos összetétel (réti széna); ROMASEV (1960): a termesztési viszonyok<br />
függvényében; Horváth és Prohászka (1976, 1979): a takarmányozási szempontból optimális<br />
összetétel; FINCK (1982): a tejelı tehenek számára megfelelı összetétel;<br />
BERGMANN (1992): intenzíven kezelt rét/legelı terület optimális összetétele; KÁDÁR<br />
(2005): minimum-maximum elemtartalom NPK mőtrágyázási tartamkísérletben meszes<br />
csernozjom vályogtalajon (pillangós nélküli telepített gyep).<br />
410
Irodalomjegyzék<br />
Trágyázás hatása természetes legelık gyephozamára és elemtartalmára<br />
BERGMANN, W. (1992). Nutritional Disorders of Plants. Gustav Fischer Verlag. Jena-Stuttgart-<br />
New York.<br />
BÉRI, B., VAJNA, TNÉ, CZEGLÉDI, L. (2004). A védett természeti területek legeltetése. In NAGY,<br />
G., LAZÁNYI, J. (szerk.) Debreceni Gyepgazdálkodási Napok 20. Agrártud. Centrum, Debrecen,<br />
51-58.<br />
CSÍZI, I., MONORI, I. (2005). Túlérett juhtrágya hatása az Alopecuretum pratensis gyeptársulásra.<br />
In JÁVOR, A. (szerk.) Gyep – Állat – Vidék – Kutatás – Tudomány. DE ATC, Debrecen,<br />
123-129.<br />
FINCK, A. (1982). Fertilizers and Fertilization. Verlag Chemie, Deerfield Beach, Florida, Basel.<br />
HORVÁTH, R., PROHÁSZKA, K. (1976). Adatok a rét-legelı növényzetének tápelem-tartalmáról.<br />
Növénytermelés, 23 (1), 51-56.<br />
HORVÁTH, R., PROHÁSZKA, K. (1979). İsgyepek tápelemtartalmát befolyásoló tényezık. Botanikai<br />
Közlemények, 66, 103-107.<br />
KÁDÁR, I. (2005). Mőtrágyázás hatása a telepített gyep ásványi elemtartalmára. 3. Gyepgazdálkodási<br />
Közlemények, 2, 57-66.<br />
KÁDÁR, I., MÁRTON, L., RAGÁLYI, P., SZEMÁN, L., CSATÁRI, G., NAGY, S., ARDAI, Á. (2007a).<br />
Trágyázás hatása legeltetett ısgyepekre. Növénytermelés, 56 (5-6),287-306.<br />
KÁDÁR, I., RAGÁLYI, P., SZEMÁN, L., MÁRTON, L., NAGY, S. (2007B). NPK mőtrágyázás és<br />
foltszerő trágyaterhelés hatásának vizsgálata legeltetett ısgyepen. Gyepgazdálkodási Közlemények,<br />
5, 16-25.<br />
NAGY, G., VINCZEFFY, I. (1997). Ürülékhatás a legelın. In NAGY, G., VINCZEFFY, I.(szerk.)<br />
Debreceni Gyepgazdálkodási Napok 14. Legeltetéses állattartás. DATE, Debrecen,109-117.<br />
ROMASEV, P.I. (1960). Luga i pasztviscsa. In KATALÜMOV, M.V.(ed.) Szpravocsnyik po<br />
mineral’nüm udobrenijam. Gosz. Izd. Sz/h. Literaturü, Moszkva, 331-336.<br />
SZALAY, S., SÁMSONI, Z., SIROKI, Z., EL-HYATEMI, Y. (1977). Hortobágy legelıterületeinek<br />
mikroelem ellátottsága. Agrokémia és Talajtan, 26, 95-112.<br />
SZOPKÓ, T., BARCSÁK, Z. (1992). Szerves és mőtrágyázás hatása a gyep termésére. In<br />
VINCZEFFY, I. (szerk.) Debreceni Gyepgazdálkodási Napok 10. Legeltetéses állattartás.<br />
DATE, Debrecen, 51-56.<br />
VINCZEFFY, I. (2005). Gyepgazdálkodásunk helyzetének ismertetése. Kézirat. Debrecen, 17 p.<br />
WOLFF, E. (1872). Praktische Düngerlehre. 4. Auflage. Verlag Wiegand und Hempel, Berlin.<br />
411
412
SZENNYVÍZISZAP-KEZELÉS HATÁSA A TALAJ CD<br />
ÉS CR FRAKCIÓIRA ÉS A NÖVÉNYI<br />
ELEMFELVÉTELRE TENYÉSZEDÉNY<br />
KÍSÉRLETBEN<br />
Rékási Márk, Filep Tibor<br />
MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutatóintézet, Budapest<br />
e-mail: rekasi@rissac.hu<br />
Összefoglalás<br />
A megengedett határértéket meghaladó fémtartalmú ipari-kommunális szennyvíziszapnak a<br />
kísérleti talajok (savanyú homok (Nyírlugos) és meszes homok (İrbottyán), ill. savanyú agyagos<br />
vályog (Gyöngyös) és meszes vályog (Nagyhörcsök)) mobilis (1M NH 4 NO 3 –oldható) Cd és<br />
Cr elemfrakciójára gyakorolt hatását vizsgáltuk tenyészedény kísérletben. Az alkalmazott iszapterhelések<br />
a következık voltak: 0, 2,5, 5, 10, 20 g iszap sz. a./kg légszáraz talaj. Az 5 iszapkezelés<br />
x 4 talaj = 20 kezelés x 4 ismétlés = 80 edényszámot tett ki. Eredményeink a következık:<br />
A szennyvíziszap Cd és Cr tartalma elsısorban a homoktalajokon, azon belül is a savanyú<br />
kémhatásúakon növelte meg a mobilis Cd és Cr koncentrációját. A mobilis frakció aránya a<br />
kevésbé oldódókéhoz képest viszont csökkent az iszapterhelés növekedésével.<br />
A talaj elemfrakciói és az árpaszem elemtartalma között regressziókat végezve megállapítottuk,<br />
hogy az árpaszem és a talaj Cd tartalmának kapcsolatát legjobban a Cd mobilis frakciójával<br />
jellemezhetjük. A Cr esetében az „összes” frakció adta a legjobb korrelációs értéket, de az árpaszem<br />
Cr-tartalma nem változott szignifikánsan a kezelések hatására, így ez az összefüggés figyelmen<br />
kívül hagyható.<br />
Az iszappal kijuttatott elemek elenyészı hányada jelent csak meg mobilis formában a talajban.<br />
Legkisebb ez az érték a Cr esetében, ahol a kijuttatott mennyiségbıl átlagosan kevesebb,<br />
mint 0,01% volt mobilis.<br />
Iszapok szabadföldre történı elhelyezésénél az iszap elemtartalmán túl figyelembe kell venni<br />
egyéb paramétereit (pH, CaCO 3 %, szerves anyag) is, mert azok a talaj tulajdonságait és ezen<br />
keresztül a szennyezı elemek oldódását befolyásolhatják.<br />
Summary<br />
The effect of industrial-communal sewage sludge with heavy metal concentration above standards<br />
was studied on 4 different soil in a pot experiment. The four experimental soils were brown forest<br />
soil with alternating thin layers of clay, or acidic sand (Nyírlugos), calcareous sandy soil (İrbottyán),<br />
calcareous chernozem loamy soil (Nagyhörcsök) and brown forest soil, or acidic loam<br />
(Gyöngyös/Tasspuszta). The sludge was applied at rates of 0, 2.5, 5, 10 and 20 g sludge dry matter/kg<br />
air-dry soil. The five treatments and four soils in four replications gave a total of 80 pots. In<br />
this study the changes in mobile (1M NH 4 NO 3 soluble) Cd and Cr fractions are in focus.<br />
The results could be summarised as follows:<br />
The sludge increased the Cd and Cr content particularly on sandy soil and within them<br />
acidic sandy soil. But the ratio between the mobile and more bounded Cd and Cr decreases in<br />
function of the sludge loads.<br />
Regression analysis on the soil element fractions and the barley grain element content revealed<br />
the closest correlation between the Cd contents of the barley grain and the mobile fraction of this<br />
413
Rékási – Filep<br />
element in the soil. In case of Cr the closest correlation have been found with the total concentration<br />
but the Cr content in the grain did not change than this relation can be neglected.<br />
Only a negligible proportion of the elements added with the sludge can be found in mobile<br />
form in the soil. This rate is the smallest in case of Cr where less than 0.01 % of the sludge Cr<br />
content is mobile.<br />
The properties of sewage sludge (pH, CaCO 3 %, organic matter) should be also considered<br />
next to element content in case of agricultural application.<br />
Bevezetés<br />
A talaj tápanyag-utánpótlására széles körben elfogadott módszer a szennyvíziszapok<br />
felhasználása. Hazánkban üzemelı szennyvíztisztító telepeken évente képzıdı iszap<br />
szárazanyag-mennyisége 150-160 ezer tonna és 2015-re várhatóan 350-400 ezer tonnára<br />
növekszik. (ÖTVÖS, 2006).<br />
A mezıgazdasági felhasználás fontos szempontja az iszapok toxikus elemtartalma.<br />
Ezek az iszapok magas koncentrációban tartalmazhatnak potenciálisan toxikus elemeket,<br />
mint a Cd, Cr, Cu, Ni, Pb és Zn. A talajoknak a fenti elemekkel való szennyezése<br />
igen fontos kérdés, mivel a szennyvíziszap alkalmazása után évekkel is kimutatható<br />
hatásuk lehet a termesztett növényekre (KÁDÁR, 1999; CSATHÓ, 1994; SIMON et al.,<br />
2000).<br />
Ezek az elemek a saját és a talaj tulajdonságaitól függıen különbözı módon kötıdhetnek<br />
meg a talajban. A talaj három jellemzı elemfrakciója - „összes” (cc. HNO 3 +<br />
H 2 O 2 roncsolással feltárt), mobilizálható (NH 4 -acetát + EDTA oldható), mobilis (nem<br />
pufferelt, híg sóoldattal, pl. NH 4 NO 3 oldattal kivont) – közül ez utóbbi kettınek van<br />
környezetvédelmi szempontból meghatározó szerepe. E frakciók döntıen befolyásolják<br />
a növényi felvételt (összességében a tápláléklánc szennyezıdését) és a talajnedvesség<br />
(talajvíz, talajoldat) elemkoncentrációját annak ellenére, hogy a fémek, ill. káros elemek<br />
csak elenyészı hányada van vízoldható, mobilis formában a talajban. A szennyezı<br />
anyagok frakcióinak aránya a talajé mellett az adott elem tulajdonságaitól is függ<br />
(KÁDÁR, 2005; TAMÁS, FILEP, 1995; NOVOZAMSKY et al., 1993; GUPTA, ATEN, 1993;<br />
ATEN, GUPTA, 1996).<br />
A szennyvíziszap-terhelésnek a talajra és a növényi elemfelvételre gyakorolt hatását<br />
KÁDÁR és MORVAI (2007, 2008a, b, c, d, e) is vizsgálta tenyészedény kísérletben. Bemutatták<br />
a talaj „összes” és a mobilizálható elemtartalmának, valamint az árpa termésének<br />
összefüggéseit. Ebben a munkában ugyanezen kísérlet ipari-kommunális<br />
szennyvíziszap kezelésének a talaj Cr, Cd mobilis frakcióinak koncentrációjára és az<br />
árpa elemfelvételére gyakorolt hatását vizsgáltuk meg.<br />
Anyag és módszer<br />
A kísérlet beállítása<br />
1999-ben tenyészedény kísérletet állítottak be a szennyvíziszap terhelés növényekre és<br />
talajra gyakorolt hatásának tanulmányozására (KÁDÁR, MORVAI, 2007). A kísérlethez<br />
négy, az MTA TAKI kísérleti telepeirıl származó talaj szántott rétegébıl származó<br />
minta került felhasználásra. A vizsgálathoz használt talajok paramétereit az 1. táblázat<br />
mutatja be. Ez alapján a talajok kémhatásuk és fizikai féleségük alapján a következı<br />
módon tipizálhatók: İrbottyán - meszes homok; Nagyhörcsök - meszes vályog; Gyöngyös<br />
- savanyú vályog; Nyírlugos - savanyú homok.<br />
414
Szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cd és Cr frakcióira...<br />
1. táblázat A talajminták néhány tulajdonsága. KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján<br />
2) Talajok<br />
1) Tulajdonság Nyírlugos İrbottyán Nagyhörcsök Gyöngyös<br />
pH (KCl) 3,9-4,8 7,3-7,6 7,5-7,6 5,8-6,3<br />
a) Kötöttség (K A ) 23-25 23-25 38-40 44-46<br />
CaCO 3 % - 10-13 8-10 -<br />
< 0,002 mm, % 3-4 4-5 20-24 40-45<br />
b) Humusz % 0,5-0,8 0,6-0,8 2,6-3,0 3,0-3,5<br />
A talajokat ipari-kommunális szennyvíziszappal (származás: gödöllıi szennyvíztisztító<br />
telep iszapszikkasztó ágya) kezelték. Az iszap elıkészítése a következı módon<br />
történt: az eredetileg víztelenített iszapot 15 mm-es hálón lerostálták, majd szikkasztásra<br />
kiteregették. Ezután homogenizálás céljából 3-szor egymást követıen újból lerostálták.<br />
Az iszap pH-értéke 6,08, szárazanyag-tartalma 51%, Ca tartalma 5,4% volt. A cc.<br />
HNO 3 + H 2 O 2 oldható Cd 35, a Cr 1800 mg/kg volt az iszapban. A szennyvíziszappal<br />
az egyes kezelésekben kijuttatott, a vizsgált elemekre vonatkozó hektárra vetített terhelési<br />
értékeket a 2. táblázat mutatja be.<br />
2. táblázat A szennyvíziszappal kijuttatott elemterhelések kg/ha-ban.<br />
KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján<br />
1) Elem 2) Határérték<br />
3) Terhelési szintek (g iszap sz. a. /kg talaj)<br />
2,5 5 10 20<br />
Cr 10 13 26 53 106<br />
Cd 0.15 0.26 0.53 1.05 2.1<br />
Megjegyzés: a határérték az 50/2001. Kormányrendelet éves terhelésre vonatkozó adatai<br />
(kg/ha/év).<br />
A légszáraz talaj (
Rékási – Filep<br />
Eredmények és értékelés<br />
Az NH 4 NO 3 -oldható elemtartalom csak a következı elemek esetében mutatott szignifikáns<br />
változást a terhelés függvényében: B, Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Mo, Ni, Sr, Zn. Ezek közül a<br />
6/2009 és 50/2001 Korm. Rend. a B, a Mn és a Sr elemekre vonatkozó határértéket nem ír<br />
elı. A Cu, Zn, Mn, Ni és Co elemekre vonatkozó eredményeket a RÉKÁSI, FILEP (2009)<br />
által publikált anyag mutatja be. A továbbiakban csak a Cd, Cr elemekkel foglalkozunk.<br />
A 50/2001. Kormányrendeletben rögzített, a szennyvíziszapban megengedett mezıgazdasági<br />
felhasználásra vonatkozó határértékeket a Cr 1,8-szeresen és a Cd 3,5-szeresen<br />
lépte túl. Tehát a kísérletben vizsgált iszap a gyakorlatban nem felhasználható a mezıgazdaságban.<br />
A 2. táblázatban látható, hogy a kijuttatott iszappal mind a két vizsgált<br />
elem meghaladta az 50/2001. Kormányrendeletben rögzített határértékeket. Ezért a kezelések<br />
a gyakorlatban törvényesen nem alkalmazható, extrém módon terhelték a talajt.<br />
1) Talajok<br />
3. táblázat Az iszapkezelések hatása néhány talajtulajdonságra<br />
2) Terhelés (g iszap sz. a. / kg talaj)<br />
0 2,5 5 10 20<br />
pH (H 2 O)<br />
3) SzD 5% 4) Átlag<br />
Nyírlugos 5,9 5,8 5,8 6,1 6,2 5,9<br />
İrbottyán 7,8 7,8 7,8 7,7 7,4 0,2 7,7<br />
Nagyhörcsök 7,8 7,8 7,8 7,7 7,7 7,8<br />
Gyöngyös 6,9 6,8 6,9 6,9 6,9 6,9<br />
Átlag 7,1 7,1 7,1 7,1 7,1 0 7,1<br />
CaCO 3 %<br />
Nyírlugos 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0<br />
İrbottyán 13,1 13,3 12,7 13,1 12,5 0,6 12,9<br />
Nagyhörcsök 8,3 8,5 8,4 8,7 8,5 8,5<br />
Gyöngyös 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0<br />
Átlag 5,4 5,4 5,3 5,5 5,2 0,4 5,4<br />
a) Humusz %<br />
Nyírlugos 0,8 0,8 0,8 0,9 1,0 0,9<br />
İrbottyán 0,8 0,8 0,8 0,9 1,0 0,2 0,9<br />
Nagyhörcsök 2,9 3,0 3,0 3,2 3,3 3,1<br />
Gyöngyös 3,6 3,5 3,6 3,7 3,7 3,6<br />
Átlag 2,0 2,0 2,0 2,2 2,3 0,1 2,1<br />
A mobilis, NH 4 NO 3 -oldható elemtartalmak változásának megértéséhez szükséges<br />
az iszap egyéb talajparaméterekre gyakorolt hatásának ismerete is (3. táblázat). Ennek<br />
érdekében vizsgáltuk a talajok pH értékének, humusztartalmának és karbonát tartalmának<br />
változását. A szennyvíziszap csak a két homoktalaj pH (H 2 O) értékét befolyásolta<br />
kis mértékben, de szignifikánsan. Az iszap a savanyú homoktalaj pH értékét 5,9-rıl<br />
6,2-re emelte. A meszes homoktalaj pH értéke viszont 7,8-ról 7,4-es értékre csökkent.<br />
Így ez utóbbi esetben a hígulási effektus érvényesülhetett: a talajnál alacsonyabb pHértékő<br />
iszap savanyította a talajt. A talajok karbonát-tartalmát az iszap nem befolyásolta.<br />
A homoktalajok humusztartalma viszont szignifikánsan emelkedett 0,8%-ról 1%-ra.<br />
416
Szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cd és Cr frakcióira...<br />
A nagyhörcsöki talajon is statisztikailag igazolhatóan 0,4% értékkel nıtt a humusz<br />
mennyisége a legnagyobb iszapkezelés hatására és 3,3%-ot ért el.<br />
4. táblázat. Városi szennyvíziszap hatása a talajok és a tavaszi árpa Cd-tartalmára.<br />
Az „összes”, mobilizálható és árpaszem elemtartalmak KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján<br />
1) Talajok<br />
2) Terhelés (g iszap sz. a. / kg talaj)<br />
3) SzD 5% 4) Átlag<br />
0 2,5 5 10 20<br />
a) Cd-terhelés, µg Cd/kg talajra<br />
0 88 175 350 700<br />
b) Talaj „összes“ (cc. HNO 3 + H 2 O 2 oldható) Cd tartalma (µg/kg)<br />
Nyírlugos 68 105 153 210 355 96 178<br />
İrbottyán 134 169 182 310 569 178 273<br />
Nagyhörcsök 234 369 410 440 659 100 419<br />
Gyöngyös 510 564 706 804 1061 102 729<br />
SzD 5% 95<br />
Átlag 236 302 363 441 661 54 398<br />
c) Talaj mobilizálható (ammónium-acetát + EDTA oldható) Cd tartalma (µg/kg)<br />
Nyírlugos 26 60 67 158 237 59 110<br />
İrbottyán 80 115 109 236 394 81 187<br />
Nagyhörcsök 176 187 214 330 447 51 271<br />
Gyöngyös 305 364 424 496 508 64 419<br />
SzD 5% 20<br />
Átlag 147 182 204 305 397 36 247<br />
d) Talaj mobilis (NH 4 NO 3 oldható) Cd tartalma (µg/kg)<br />
Nyírlugos 4 19 20 15 18 6 15<br />
İrbottyán 1 4 1 8 8 6 4<br />
Nagyhörcsök 2 1 3 3 3 4 2<br />
Gyöngyös 7 4 4 4 6 5 5<br />
SzD 5% 12<br />
Átlag 4 7 7 8 9 2 7<br />
e) Árpaszem Cd tartalma (µg/kg)<br />
Nyírlugos 38 55 65 66 82 17 61<br />
İrbottyán 18 31 14 24 45 10 26<br />
Nagyhörcsök 18 23 21 24 44 10 26<br />
Gyöngyös 38 34 37 43 46 8 40<br />
SzD 5% 14<br />
Átlag 28 36 34 39 54 8 38<br />
Az iszapterhelés növekedésével a mobilis Cd mennyisége nem változott<br />
tendenciózusan annak ellenére, hogy az „összes” és mobilizálható frakciók szignifikáns<br />
növekedést mutattak (4. táblázat). A kontroll kezelésben a talajok mobilis Cd-tartalma<br />
megegyezett, és a növekvı terhelési szinteken is csak a savanyú homoktalaj különbözött<br />
szignifikánsan a többi talajtól. A kontroll és a legnagyobb terhelési szinten mért<br />
mobilis Cd tartalom között is csak a két homoktalaj esetében volt szignifikáns különbség.<br />
A szennyvíziszappal kijuttatott Cd tehát elsısorban a homoktalajokon, azon belül<br />
is a savanyú kémhatásúakon növelheti a mobilis Cd koncentrációját.<br />
417
Rékási – Filep<br />
Az NH 4 NO 3 -oldható Cr is csak a két homoktalajon mutatott az iszapterhelést követı<br />
növekedést a kezelések függvényében. A savanyú homoktalajon az 5 g iszap / kg talaj<br />
terhelési szintet követıen szignifikánsan magasabb volt a mobilis Cr mennyisége, mint a<br />
karbonátos homokon. A kötöttebb talajok mobilis Cr tartalma nem nıtt az iszapterhelés<br />
hatására (5. táblázat). A talajok „összes és ammónium-acetát + EDTA oldható frakciója<br />
viszont minden talajon növekedést mutatott. Ezek alapján a vizsgált szennyvíziszap Crtartalma<br />
a könnyő textúrájú talajokon jelentkezhet szennyezıforrásként. Ezt alátámasztják<br />
a KÁDÁR és MORVAI (2007) által közölt árpaszalma és pelyva Cr koncentráció adatok,<br />
amelyek csak a homoktalajokon mutattak szignifikáns növekedést.<br />
5. táblázat Városi szennyvíziszap hatása a talajok és a tavaszi árpa Cr-tartalmára. Az „összes”,<br />
mobilizálható és árpaszem elemtartalmak KÁDÁR és MORVAI (2007) alapján.<br />
418<br />
1) Talajok<br />
2) Terhelés (g iszap sz. a. / kg talaj)<br />
0 2,5 5 10 20<br />
a) Cr-terhelés, µg Cr/kg talajra<br />
0 4405 8810 17620 35240<br />
3) SzD 5% 4) Átlag<br />
b) Talaj „összes“ (cc. HNO 3 + H 2 O 2 oldható) Cr tartalma (mg/kg)<br />
Nyírlugos 11 13 15 21 27 5 17<br />
İrbottyán 13 16 16 22 35 11 20<br />
Nagyhörcsök 36 42 47 43 58 6 45<br />
Gyöngyös 50 52 65 66 77 5 62<br />
SzD 5% 7<br />
Átlag 28 31 35 38 49 4 36<br />
c) Talaj mobilizálható (ammónium-acetát + EDTA oldható) Cr tartalma (mg/kg)<br />
Nyírlugos 0,08 0,16 0,22 0,55 0,92 0,18 0,39<br />
İrbottyán 0,09 0,11 0,10 0,18 0,27 0,06 0,15<br />
Nagyhörcsök 0,09 0,07 0,10 0,10 0,15 0,03 0,10<br />
Gyöngyös 0,13 0,15 0,23 0,23 0,22 0,07 0,19<br />
SzD 5% 0,09<br />
Átlag 0,10 0,12 0,16 0,26 0,39 0,05 0,21<br />
d) Talaj mobilis (NH 4 NO 3 oldható) Cr tartalma (µg/kg)<br />
Nyírlugos 5 9 12 17 18 5 12<br />
İrbottyán 5 6 5 8 11 2 7<br />
Nagyhörcsök 8 7 5 7 6 5 7<br />
Gyöngyös 5 9 5 5 5 4 6<br />
SzD 5% 5<br />
Átlag 5 9 12 17 18 2 8<br />
e) Árpaszem Cr tartalma (mg/kg)<br />
Nyírlugos 0,26 0,29 0,22 0,24 0,21 0,12 0,24<br />
İrbottyán 0,35 0,26 0,34 0,21 0,27 0,11 0,28<br />
Nagyhörcsök 0,24 0,22 0,23 0,17 0,16 0,10 0,21<br />
Gyöngyös 0,17 0,15 0,17 0,18 0,21 0,07 0,17<br />
SzD 5% 0,08<br />
Átlag 0,26 0,23 0,24 0,20 0,21 0,05 0,23
Szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cd és Cr frakcióira...<br />
Mind a négy talaj és az összes terhelési szint együttes figyelembevételével regreszszió-analízist<br />
végeztünk a KÁDÁR és MORVAI (2007) által publikált „összes” (cc.<br />
HNO 3 + H 2 O 2 roncsolás) és mobilizálható (NH 4 -acetát + EDTA kivonat) elemfrakciók<br />
és az árpaszem elemtartalma között, majd ugyanezt a regressziót elvégeztük a talaj<br />
mobilis elemfrakciójával is. Eredményül azt kaptuk, hogy a Cd NH 4 NO 3 -oldható frakciója<br />
adta a legszorosabb összefüggést az árpaszem elemtartalmával. A Cr esetében az<br />
„összes” frakció adta a legjobb korrelációs értéket, de az árpaszem Cr-tartalma nem<br />
változott szignifikánsan a kezelések hatására. A regressziós egyenes meredeksége alacsony<br />
és az elıjel szerint a talaj „összes” elemtartalma fordított arányban áll az árpaszem<br />
elemtartalmával. Így csak azt a feltevést erısíti meg, hogy az „összes” elemtartalomból<br />
nem következtethetünk a növényi elemfelvételre. A regressziós egyenletek a<br />
következık:<br />
[Cr] árpa = -0,002 · [Cr] összes + 0,3 R 2 = 0,47**<br />
[Cd] árpa = 2,51 · [Cd] mobilis + 0,02 R 2 = 0,73***<br />
Az iszappal kijuttatott elemek elenyészı hányada jelenik csak meg mobilis formában<br />
a talajban. A vizsgált elemeknél a terhelés növekedésével egyre kisebb arányúvá<br />
vált a mobilis frakció a kijuttatott elem mennyiségéhez képest. Azaz minél gazdagabb<br />
a talaj a vizsgált elemekben, annál kisebb hányaduk van mobilis formában. Legkisebb<br />
ez az érték a Cr esetében, ahol a kijuttatott mennyiségbıl átlagosan kevesebb, mint<br />
0,01% mobilis. A vizsgált elemek a legnagyobb arányban a két homoktalajon, elsısorban<br />
a savanyú homokon voltak a mobilis frakcióban.<br />
A mobilis Cd és Cr frakció jelentıségének csökkenése az iszapterhelés függvényében,<br />
tükrözıdik a mobilizálható frakcióhoz viszonyított arányának csökkenésében is. A<br />
mobilis frakció részesedése a mobilizálható frakcióból mind a négy talaj és az összes<br />
terhelési szint figyelembe vételével a Cd esetében 6, a Cr esetében 5%. A mobilis Cd<br />
mennyisége a mobilizálhatóhoz képest csökkenı tendenciát mutatott a terhelés függvényében<br />
(átlagosan 5-rıl 3 %-ra). A savanyú homokon volt a legnagyobb a visszaesés:<br />
15%-ról 8%-ra. Ezen a talajon volt a legnagyobb a mobilis Cd frakció aránya is: átlagosan<br />
19%-a a mobilizálhatónak.<br />
A mobilis Cr aránya a mobilizálhatóhoz képest szintén csökkent az iszapterhelés<br />
függvényében, átlagosan 6-ról 3 %-ra. Ezek a változások azt mutatják, hogy az iszapterhelés<br />
függvényében a talajvíz szennyezıdése és a növényekre való toxikussága<br />
szempontjából legjelentısebb, mobilis elemfrakció aránya egyre kisebb a szennyezıdés<br />
nagyságához viszonyítva.<br />
A vizsgált elemek viszonylagos mobilitásának csökkenése – mely különösen a homoktalajokon<br />
kifejezett – összefügghet az iszap által okozott pH emelkedéssel és a<br />
megnövekedett humusztartalommal, ami elısegíthette a fémek megkötıdését a talajban.<br />
Irodalom<br />
6/2009. (IV. 14.) KvVM-EüM-FVM együttes rendelet a földtani közeg és a felszín alatti víz<br />
szennyezéssel szembeni védelméhez szükséges határértékekrıl és a szennyezések mérésérıl.<br />
<strong>Magyar</strong> Közlöny, 2009/51. sz. , 14398-14414.<br />
50/2001. (IV. 3.) Kormányrendelet. A szennyvizek és szennyvíziszapok mezıgazdasági felhasználásának<br />
és kezelésének szabályairól. <strong>Magyar</strong> Közlöny, 2001/39. sz., 2532.<br />
ATEN C.F., GUPTA S.K. (1996). On heavy metals in soil; rationalization of extractions by dilute<br />
salt solutions, comparison of the extracted concentrations with uptake by ryegrass and lettuce,<br />
and the possible influence of pyrophofphate on plant uptake. Sci. Total Env., 178, 45-53.<br />
419
Rékási – Filep<br />
CSATHÓ, P. (1994). Nehézfém- és egyéb toxikuselem-forgalom a talaj-növény rendszerben.<br />
Agrokémia és Talajtan, 43, 371–399.<br />
DIN [Deutsches Institut für Normung Hrsg.] (1995). Bodenbeschaffenheit, Extraktion von<br />
Spurenelementen mit Ammoniumnitratlösung. Beuth Verlag, E DIN 19730, Berlin.<br />
GUPTA, S.K., ATEN, C. (1993). Comparison and evaluation of extraction media and their<br />
suitability in a simple model to predict the biological relevance of heavy metal<br />
concentrations in contaminated soils. Int. J. Environ. Anal. Chem., 51, 25–46.<br />
KÁDÁR I. (2005). Talajtulajdonságok és a talajszennyezettségi határértékek-ásványi elemek.<br />
Környezetvédelmi Füzetek. ELGOSCAR-2000 Kft, Budapest, 44 p.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2007). Ipari-kommunális szennyvíziszap-terhelés hatásának vizsgálata<br />
tenyészedény-kísérletben. Agrokémia és Talajtan, 56, 333-352.<br />
KÁDÁR, I. (1999). A tápláléklánc szennyezıdése nehézfémekkel. Agrokémia és Talajtan, 48,<br />
561-581.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2008a). Városi szennyvíziszap-terhelés hatásának vizsgálata<br />
tenyészedény-kísérletben. II. Agrokémia és Talajtan, 57, 97-112.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2008b). Városi szennyvíziszap –terhelés hatásának vizsgálata<br />
tenyészedény-kísérletben. III. Agrokémia és Talajtan, 57, 305-318.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2008c). Bırgyári szennyvíziszap-terhelés hatása a K, Sr, S, P, Fe, Mn<br />
és Al elemek forgalmára különbözı talajokon. Növénytermelés, 57, 123-134.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2008d). Bırgyári szennyvíziszap vizsgálata tenyészedényes kísérletben.<br />
A Ca, Na, Cr elemek forgalma. Növénytermelés, 57, 35-48.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2008e). Bırgyári szennyvíziszap-terhelés hatása a Zn, Mo, Cd, Pb, As,<br />
Se elemek forgalmára különbözı talajokon. Növénytermelés, 57, 291-303.<br />
LAKANEN, E., ERVIÖ, R. (1971). A comparison of eight extractants for the deter-mination of<br />
plant available micronutrients in soils. Acta Agr. Fenn., 123, 223–232.<br />
MSZ 21470-50:2006. Környezetvédelmi talajvizsgálatok. Az összes és az oldható toxikuselem-,<br />
a nehézfém- és a króm(VI)-tartalom meghatározása.<br />
NOVOZAMSKY, I., LEXMOND, T.M., HOUBA, V.J.G. (1993). A single extraction procedure of soil<br />
for evaluation of uptake of some heavy metals by plants. Int. J. Environ. Anal. Chem., 51, 47.<br />
ÖTVOS Z. (2006). Programozott szennyvízelvezetés. Gazdasági Tükörkép Magazin, 5, 8–9.<br />
RÉKÁSI, M., FILEP, T. (2009). Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és<br />
Co frakcióira és a növényi elemfelvételre tenyészedény-kísérletben. Agrokémia és Talajtan,<br />
58, 105-120.<br />
SIMON, L, PROKISCH, J., GYİRI, Z. (2000). Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica nehézfém-akkumulációjára.<br />
Agrokémia és Talajtan, 49, 247-255.<br />
TAMÁS, J., FILEP, GY. (1995). Nehézfémforgalom vizsgálata szennyvíziszapokkal terhelt mezıgazdasági<br />
területeken. Agrokémia és Talajtan, 44, 419-428.<br />
420
ENERGIANÖVÉNYEK HOZAMÁNAK ÉS<br />
TOXIKUSELEM-FELVÉTELÉNEK VIZSGÁLATA<br />
Simon László 1 , Szabó Béla 2 , Varga Csaba 1 , Uri Zsuzsanna 1 , Bányácski Sándor 1 ,<br />
Balázsy Sándor 3<br />
1<br />
Nyíregyházi Fıiskola Tájgazdálkodási és Vidékfejlesztési Tanszék, Nyíregyháza<br />
2 Nyíregyházi Fıiskola Agrártudományi Tanszék, Nyíregyháza<br />
3 Nyíregyházi Fıiskola Biológia Intézet, Nyíregyháza<br />
e-mail: simonl@nyf.hu<br />
Összefoglalás<br />
Kommunális szennyvíziszap komposzt, települési biokomposzt, ammónium-nitrát és pétisó<br />
hatását vizsgáltuk barna erdıtalajon beállított szabadföldi kísérletekben a kosárfonó főz (Salix<br />
viminalis L. var. gigantea), olasznád (Arundo donax L.) és a fehér akác (Robinia pseudoacacia<br />
L.) energianövények hozamára, illetve toxikuselem-felvételére. A kosárfonó főz száraz szálvesszı<br />
hozama az 50 vagy 100 t/ha-os szennyvíziszap komposzt (25,5 t/ha és 51 t/ha szárazanyag)<br />
dózisok hatására a kijuttatás utáni elsı és a második évben is 14-48%-kal lecsökkent. Az<br />
olasznád a főznél jobban tőrte a provokatívan nagy 100 t/ha-os szennyvíziszap kijuttatást. A<br />
100 t/ha-os biokomposzt kijuttatás a második évben már jelentısen megemelte a kosárfonó főz<br />
szálvesszı hozamát. A fehér akác száraz hajtás hozama 51, illetve 19%-kal megnıtt az ammónium-nitrát<br />
illetve pétisó hatására a kijuttatás évében. A szennyvíziszap komposztból nem került<br />
át jelentıs mennyiségő cink (max. 133 mg/kg sz.a.), kadmium (max. 1,08 mg/kg) és réz<br />
(max. 6,65 mg/kg sz.a.) a kosárfonó főz, illetve az olasznád hajtásaiba.<br />
Summary<br />
Basket willow (Salix viminalis L. var. gigantea), giant reed (Arundo donax L.) and black locust<br />
(Robinia pseudoacacia L.) energy plants were grown in open-field experiment. The brown<br />
forest soil was treated with municipal sewage sludge compost, municipal biocompost, ammonium<br />
nitrate or ammonium nitrate+calcium-magnesium carbonate fertilizers. It was found that<br />
the basket willow is more sensitive to high doses (50 and 100 t/ha wet weight; 25.5 t/ha and 51<br />
t/ha dry weight) of municipal sewage sludge compost than the giant reed, as the shoot dry yields<br />
of willow were reduced by 14-48%. 100 t/ha municipal biocompost significantly enhanced the<br />
shoot biomass yield of basket willow two years after application. Ammonium nitrate or ammonium<br />
nitrate+calcium-magnesium carbonate fertilizers enhanced the shoot dry yield of black<br />
locust by 51% and 19%, respectively. From municipal sewage sludge compost the Zn (max.<br />
133 mg/kg d.w.), Cd (max. 1.08 mg/kg d.w.) and Cu (max. 6.65 mg/kg d.w.) accumulations of<br />
basket willow leaves or giant reed shoots were negligible.<br />
Bevezetés<br />
Az Európai Unió célkitőzéseivel összhangban a megújuló energiaforrások hasznosítási<br />
arányának 2020-ra el kell érnie a 13%-ot <strong>Magyar</strong>országon. A fosszilis energiahordozók<br />
fogyásával világszerte elıtérbe került a biomassza energetikai célra történı hasznosítása.<br />
Olyan növénykultúrát tekintünk energiaültetvénynek, amelyet elsıdlegesen biomasszatermelés<br />
és energetikai felhasználás céljából telepítettek. Energetikai célra hazánkban is<br />
több helyen fás szárú (pl. Populus, Salix, Robinias sp.), illetve lágy szárú (pl. Agropyron,<br />
Miscanthus sp.) energianövény ültetvényeket telepítettek (BLASKÓ, 2008; RÉNES, 2008).<br />
421
Simon – Szabó – Varga – Uri – Bányácski – Balázsy<br />
A fás szárú energianövények közül kiemelkedik a kosárfonó főz (Salix viminalis L.)<br />
vagy „energiafőz”. A főz számára az 5,6-7,0 pH-jú talajok az optimálisak (BLASKÓ,<br />
2008). A főz nem szereti az erısen savanyú kémhatású, kolloidokban szegény, rossz<br />
vízgazdálkodású homoktalajokat. A főz 2-3 méteres szálvesszıi – termıre fordulás<br />
után – akár évente betakaríthatóak (10-12 t/ha száraz vesszıhozammal számolhatunk)<br />
(LENTI, KONDOR, 2008; LABRECQUE et al., 2003).<br />
Homoktalajokon is ígéretes a fehér akác (Robinia pseudoacacia L.) termesztése, az<br />
évenként betakarítható száraz vesszıhozam elérheti a 8-10 tonnát hektáronként. Az<br />
energetikai célra termesztett akác rövid vágásfordulójú hasznosításra is alkalmas, mert<br />
a betakarítás után intenzív tısarj és gyökérsarj képzıdés indul meg (KAPUSI, 1999).<br />
Az olasznád (Arundo donax L.) a vízpartok és mocsarak jellegzetes növénye, amely<br />
3-4 méter magasra is megnı, Délkelet-Európában elterjedt. Több országban, köztük<br />
hazánkban is, dísznövényként termesztik. Kedveli a laza, homokos, vízzel jól ellátott<br />
talajokat, de agyagos, szikes talajokon is megél. Szárazanyag-hozama öntözés nélkül is<br />
elérheti a 10-20 tonnát hektáronként (BAKOSNÉ et al., 2004; SIMON et al., 2008ab).<br />
A fenti energianövények ásványi táplálkozása, tápanyag-igénye, mikroelemfelvétele<br />
csak részben ismert (KONDOR, VÁGVÖLGYI, 2009; LABRECQUE et al., 2003;<br />
PULFORD, DICKINSON, 2006; SIMON, 2007; SIMON et al., 2008a, b, SIMON et al.,<br />
2009b; SIMON, 2010; TANÁRKI, SIMON, 2008). Ezek a növényfajok akár 15-20 éven át<br />
is egy helyben termeszthetık az energiaültetvényekben, ezért gondoskodnunk kell a<br />
tápanyag-utánpótlásról. A kosárfonó főz a vesszık mellett nagytömegő zöld levélfelülettel<br />
is rendelkezik, amely kifejlesztéséhez sok tápanyagot igényel (KONDOR,<br />
VÁGVÖLGYI, 2009). Az energiafőz tápanyagigénye 1 tonna száraz vesszı elıállításához<br />
a különbözı fajták esetén 5,3-7,5 kg N; 0,6-0,9 kg P 2 O 5 ; 1,8-3,0 kg K 2 O; 4,2-7,2<br />
kg Ca és 0,4-0,7 kg Mg (LABRECQUE et al., 2003).<br />
Kevéssé ismert, hogy a szennyvíztisztítás során keletkezı szennyvíziszap komposzt,<br />
a szerves hulladékok szelektív győjtése során keletkezı biokomposzt, illetve a<br />
nitrogén mőtrágyák milyen hatást gyakorolnak a kosárfonó főz, fehér akác és az olasznád<br />
hozamára rövid, illetve hosszú távon. Kérdéses, hogy a fenti anyagok talajba juttatása<br />
miként befolyásolja hosszú távon a betakarításra majd elégetésre kerülı hajtások<br />
mikroelem-felvételét, illetve nehézfém-akkumulációját. Nem zárható ki az, hogy toxikus<br />
elemek is akkumulálódnak a biomassza-erımővekben keletkezı hamuban. Munkánk<br />
során a fenti kérdésekre kerestük a választ.<br />
Vizsgálati anyag és módszer<br />
Szabadföldi kísérlet kosárfonó főzzel<br />
A kísérleti parcellákat a Nyíregyházi Fıiskola bemutatókertjében (mely a Nyíregyházán<br />
a Westsik Vilmos utcával párhuzamosan található) mélyebb fekvéső területen alakítottuk<br />
ki kanálisiszappal terített – ezért az átlagosnál nagyobb mésztartalommal és<br />
pH-val rendelkezı – eltemetett barna erdıtalajon. A talaj Arany-féle kötöttségi száma<br />
29, pH (KCl)-ja 7,7, humusztartalma 1,6%, összes karbonáttartalma 13,5%, AL-P 2 O 5<br />
tartalma 271 mg/kg, AL-K 2 O tartalma 238 mg/kg 0-30 cm-es mélységben (SIMON,<br />
2010). Az energianövények telepítése elıtt nem történt a kísérletekbe bevont parcellákon<br />
tápanyagfeltöltı mőtrágyázás.<br />
A rövid vágásfordulójú kosárfonó főz (Salix viminalis L. var. gigantea) ültetvény telepítését<br />
2007 márciusában végeztük, a szaporítóanyagot a Szalka-Pig Kft. Mátészalka<br />
biztosította. A kísérletbe bevont sorok 1 m szélesek és 10 méter hosszúak voltak. Két<br />
422
Energianövények hozamának és toxikuselem-felvételének vizsgálata<br />
sor energiafőz 0,5 méteres tıtávval, két sor pedig 1 méteres tıtávval volt eltelepítve, a<br />
sortávolság 1 méter volt. A kísérletbe bevont összterület (4 db 10 méter hosszú és 1 m<br />
széles sor parcellánként, 5 kísérleti parcella) összesen 5x40 m 2 , azaz 200 m 2 volt<br />
(KONDOR, VÁGVÖLGYI, 2009; SIMON et al., 2008b).<br />
A települési szennyvíziszap komposzt a Nyírségvíz Zrt. nyíregyházi, Westsik utcai<br />
telepérıl származott. A kísérletekhez három éves, kellıen homogenizálódott és érett,<br />
búzaszalmával komposztált szennyvíziszapot használtunk fel. A talajba kijuttatott<br />
szennyvíziszap komposzt pH(H 2 O)-ja 7,2, szervesanyag-tartalma 14,3%, össznitrogéntartalma<br />
6060 mg/kg, AL-P 2 O 5 tartalma 24700 mg/kg, AL-K 2 O tartalma 3100 mg/kg<br />
volt. A kísérletekhez felhasznált szennyvíziszap komposzt csak mérsékelten szennyezett<br />
nehézfémekkel (Cd
Simon – Szabó – Varga – Uri – Bányácski – Balázsy<br />
al., 2005). A palántákat 1x1 méteres kötésben ültettük ki, a kísérleti parcellák 10 m 2 -<br />
esek voltak, egy parcellán átlagosan 9 Arundo tı indult fejlıdésnek. A kísérletbe bevont<br />
terület összesen 60 m 2 volt.<br />
2008 júniusában került sor a szennyvíziszap komposzt kijuttatására. A 2 független<br />
és 2 belsı ismétléssel beállított kísérletben a kezelések az alábbiak voltak:<br />
– kontroll (nem részesült semmilyen kezelésben),<br />
– 50 t/ha (25,5 t/ha szárazanyag) szennyvíziszap komposzt,<br />
– 100 t/ha (51 t/ha szárazanyag) szennyvíziszap komposzt.<br />
Hozamvizsgálatok, talaj- és növénymintavétel, toxikuselem-vizsgálatok<br />
A kosárfonó főz levél nélküli szálvesszıinek betakarítására 2008 novemberében, illetve<br />
2010 márciusában került sor kétkezes ollókkal. A fehér akác levél nélküli hajtásait<br />
is kétkezes ollókkal takarítottuk be 2010 februárjában. Meghatároztuk a betakarított<br />
hajtások tömegét és aktuális víztartalmát (ld. lenn). Akác esetén a kísérleti parcellákon<br />
néhány esetben tıhiánnyal találkoztunk, ezért 16667 db-os hektáronkénti tıállományt<br />
feltételezve termésátlag kalkulációt (extrapolációt) végeztünk.<br />
Az olasznád hajtásainak betakarítására (légszáraz hozamának mérésére) 2008 decemberében,<br />
illetve 2010 márciusában került sor. Megszámoltuk minden parcellán<br />
tövenként az élı hajtásokat. Hordozható digitális táramérleggel parcellánként megmértük<br />
a hajtások légszáraz össztömegét tövenként. Egy hajtás átlagos légszáraz tömegét<br />
úgy számoltuk ki, hogy a hajtások tövenkénti átlagos légszáraz tömegét elosztottuk az<br />
átlagos tövenkénti hajtásszámmal.<br />
A kosárfonó főz és az olasznád leveleit 2008 októberében és 2009 októberében<br />
mintáztuk meg a korábban leírt módon (SIMON, 2010).<br />
Mindhárom energianövény esetén közvetlenül a betakarítás után 105 o C-on 25 órán<br />
át történt szárítással meghatároztuk a hajtások aktuális víztartalmát.<br />
A talajvizsgálatokhoz a talajmintavétel (20-20 leszúrásból mintegy 0,5 kg-nyi kevert<br />
átlagmintát vettünk botfúróval 0-30 cm-es mélységbıl valamennyi kezelés esetén<br />
2 ismétléssel) 2008 októberében, illetve 2009 decemberében történt. A levélmintavételekre<br />
2008 októberében, illetve 2009 októberében került sor a korábbi publikációinkban<br />
részletezett módon (SIMON et al., 2008b; SIMON, 2010).<br />
A talaj- és levélminták toxikuselem-összetételének meghatározása EDP-XRF technikával<br />
Spektro Xepos készülékkel történt a Nyíregyházi Fıiskola Agrár és Molekuláris<br />
Kutató Intézetében, illetve ICP-OES technikával Ultima 2 Horiba Jobin-Yvon készülékkel<br />
történt az MTA <strong>Talajtani</strong> és Agrokémiai Kutató Intézetében Budapesten 2-2<br />
ismétléssel (SIMON et al., 2008b; SIMON, 2010).<br />
Vizsgálati eredmények és értékelésük<br />
Az 1. ábrán a talajba kijuttatott települési szennyvíziszap komposzt hatását szemléltetjük<br />
a kosárfonó főz betakarításkor mért nedves szálvesszı hozamára, illetve a vesszık<br />
aktuális nedvességtartalmára.<br />
Két év termésadataiból nyilvánvaló, hogy a nagydózisú szennyvíziszap komposzt<br />
kijuttatás mindkét évben többé-kevésbé gátolta az energiafőz fejlıdését. A betakarított<br />
szálvesszık száraz hozama az 50 t/ha-os szennyvíziszap komposzt kijuttatás hatására<br />
2008-ban 14%-kal, 2009-ben pedig 25%-kal csökkent, a 100 t/ha-os kijuttatás esetén a<br />
csökkenés 38%-os, illetve 48%-os volt.<br />
424
Energianövények hozamának és toxikuselem-felvételének vizsgálata<br />
70<br />
60<br />
50<br />
40<br />
41,7<br />
47,2<br />
55,3<br />
Kontroll<br />
50 t/ha szennyvíziszap komposzt<br />
100 t/ha szennyvíziszap komposzt<br />
51,4<br />
52,1<br />
52,4<br />
30<br />
20<br />
10<br />
14,6 13,8<br />
11,8<br />
14,2<br />
10,9<br />
7,5<br />
0<br />
2008 - hozam (t/ha) 2008 -<br />
nedvességtartalom (%)<br />
2009 - hozam (t/ha) 2009 -<br />
nedvességtartalom (%)<br />
1. ábra Települési szennyvíziszap komposzt hatása a kosárfonó főz nedves szálvesszı hozamára<br />
és a vesszık nedvességtartalmára a betakarításkor (Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2008-2009)<br />
A 2. ábrán a települési biokomposzt hatását mutatjuk be a kosárfonó főz betakarításkor<br />
mért nedves szálvesszı hozamára és a vesszık aktuális nedvességtartalmára.<br />
70<br />
Kontroll<br />
50 t/ha biokomposzt<br />
100 t/ha biokomposzt<br />
60<br />
50<br />
40<br />
41,7<br />
49,3<br />
48,6<br />
51,4 51,5<br />
51,3<br />
30<br />
20<br />
10<br />
14,6<br />
11,9<br />
15,0<br />
14,2<br />
8,5<br />
21,0<br />
0<br />
2008 - hozam (t/ha) 2008 -<br />
nedvességtartalom (%)<br />
2009 - hozam (t/ha) 2009 -<br />
nedvességtartalom (%)<br />
2. ábra Települési biokomposzt hatása a kosárfonó főz nedves szálvesszı hozamára és a veszszık<br />
nedvességtartalmára a betakarításkor (Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2008-2009)<br />
Ez esetben már árnyaltabb a kép, a biokomposzt nem gyakorolt minden esetben gátló<br />
hatást a növények fejlıdésére, sıt a 2. évben a nagyobb 100 t/ha-os dózissal kezelt<br />
parcellákon már jelentıs hozamnövekedést figyeltünk meg. Mindez a biokomposzt<br />
fokozatos ásványosodásának tulajdonítható, mely többlet tápanyagot biztosított a növények<br />
fejlıdéséhez.<br />
A 3. ábrán a települési szennyvíziszap komposzt hatását szemléltetjük az olasznád<br />
hajtásainak légszáraz átlagtömegére a betakarításkor. Az adatokból megállapítható,<br />
hogy az olasznád a főznél jobban tőrte a kijuttatás utáni elsı és második évben egyaránt a<br />
nagy szennyvíziszap komposzt dózisokat. Az adatok nagy szórása miatt statisztikailag<br />
425
Simon – Szabó – Varga – Uri – Bányácski – Balázsy<br />
szignifikáns különbségekrıl nem beszélhetünk, viszont egyértelmően megfigyelhetı,<br />
hogy az egy hajtásra vetített légszáraz hozam a szennyvíziszap kijuttatás utáni második<br />
évben már közel azonos a kontrolléval. A másodszori betakarításkor a légszáraz levelek<br />
aktuális nedvességtartalma 11-13%, a légszáraz hajtásoké 21-35% volt.<br />
Hajtások légszáraz tömege<br />
(g / db)<br />
160<br />
140<br />
120<br />
100<br />
80<br />
60<br />
40<br />
Kontroll<br />
50 t/ha szennyvíziszap komposzt<br />
100 t/ha szennyvíziszap komposzt<br />
47,5<br />
60,9<br />
42,6<br />
102<br />
94,9<br />
105<br />
20<br />
0<br />
2008 2009<br />
3. ábra Települési szennyvíziszap komposzt hatása az olasznád hajtásainak légszáraz tömegére<br />
a betakarításkor (Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2008-2009)<br />
A 4. ábrán két nitrogénmőtrágya (ammónium-nitrát, illetve mészammon-salétrom azaz<br />
pétisó) hatását mutatjuk be a fehér akác hozamára és nedvességtartalmára a betakarításkor.<br />
Az elsı év hozamadatai alapján kijelenthetı, hogy a fehér akác reagált a nitrogénmőtrágya<br />
kijuttatásra, a betakarított hajtások nedves és száraz hozama egyaránt megemelkedett.<br />
45<br />
40<br />
35<br />
30<br />
25<br />
20<br />
15<br />
10<br />
5<br />
0<br />
Hozam (t/ha) Nedvességtartalom (%)<br />
37,3<br />
37,3<br />
35,5<br />
9,18<br />
7,45<br />
6,24<br />
Kontroll Ammónium-nitrát (300 kg/ha) Pétisó (300 kg/ha)<br />
4. ábra Nitrogénmőtrágyák hatása a fehér akác hajtásainak nedves hozamára és nedvességtartalmára<br />
a betakarításkor (Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2009).<br />
Az 1. táblázatban a szennyvíziszappal kezelt talaj és a rajta termesztett kosárfonó<br />
főz leveleinek Cd-, Cu- és Zn-tartalmát mutatjuk be a kezelés évében.<br />
A települési szennyvíziszapok jelentıs nehézfémtartalma is okozhat hozam csökkenést.<br />
Esetünkben ennek közvetlen hatása gyakorlatilag kizárható, mivel sem a talajban,<br />
sem pedig a növények levelében nem emelkedett meg szignifikánsan egyik nehézfém<br />
mennyisége sem a szennyvíziszap kijuttatás hatására. A Salix fajok az átlagosnál több<br />
kadmiumot és cinket szállítanak fel a hajtásaikba a szennyezett talajokból (PULFORD,<br />
426
Energianövények hozamának és toxikuselem-felvételének vizsgálata<br />
DICKINSON, 2006; SIMON, 2007; TANÁRKI, SIMON, 2008). Ennek ellenére sem a kadmium-<br />
sem a cinktartalom nem emelkedett meg számottevı mértékben a levelekben a<br />
szennyvíziszap komposzt kijuttatás következményeként.<br />
1. táblázat Szennyvíziszap komposzt hatása a barna erdıtalaj és a kosárfonó főz leveleinek Cd-,<br />
Cu- és Zn-tartalmára (roncsolásmentes EDP-XRF meghatározás;<br />
Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2008)<br />
Talaj<br />
Kezelések<br />
Cd Cu Zn<br />
mg/kg<br />
Kontroll talaj (1)
Simon – Szabó – Varga – Uri – Bányácski – Balázsy<br />
60,0<br />
Cinktartalom (mg/kg sz.a.)<br />
50,0<br />
40,0<br />
30,0<br />
20,0<br />
10,0<br />
28,7a<br />
Talaj<br />
16,7a<br />
Hajtás<br />
37,3b<br />
20,8a<br />
39,1b<br />
16,8a<br />
0,0<br />
Kontroll<br />
50 t/ha szennyvíziszap<br />
komposzt<br />
100 t/ha szennyvíziszap<br />
komposzt<br />
6. ábra Szennyvíziszap komposzt kijuttatás hatása a talaj és az olasznád leveleinek cinktartalmára<br />
(cc. HNO 3 -H 2 O 2 feltárás, ICP-OES meghatározás; Nyíregyháza, szabadföldi kísérlet, 2009)<br />
ANOVA Tukey b-teszt. Az adatok 4 ismétlés átlagai. Azonos betőindexek esetén az egyes<br />
oszlopok értékei közötti különbség statisztikailag nem szignifikáns P
Köszönetnyilvánítás<br />
Energianövények hozamának és toxikuselem-felvételének vizsgálata<br />
Kutatásainkat a Nyíregyházi Fıiskola Tudományos Tanácsa, a Nitrogénmővek Vegyipari<br />
zRt. (Pétfürdı), valamint az Európai Unió 7. Kutatási és Fejlesztési Keretprogramja<br />
(FP-7-regions-2009-01 No.245449 „Biomass Mobilization” projekt) támogatta.<br />
Bányácski Sándor hallgatónk kutatómunkáját a „Bioenergia” tehetséggondozó mőhely<br />
keretén belül végezte, melyet az NTP–OKA–070-1 pályázat támogatott. Köszönjük dr.<br />
Koncz József (MTA TAKI) és dr. Darvasiné Tasi Valéria (NYF) értékes közremőködését<br />
a minták elıkészítésében és az analitikai vizsgálatokban.<br />
Irodalomjegyzék<br />
BAKOS, B-NÉ, KALMÁRNÉ, V.E., KRIZSÁN, J., SZABÓ, E. (2004). Az olasznád (Arundo donax)<br />
termesztési lehetıségei az Alföldön. IV. Alföldi Tudományos Tájgazdálkodási Napok, Tájökológiai<br />
Szekció, Mezıtúr (kiadvány CD lemezen).<br />
BLASKÓ L. (2008). Energianövények termesztése, termıhelyi alkalmasság, felhasználhatóság.<br />
In CHLEPKÓ, T. (szerk.) Megújuló Mezıgazdaság. Tanulmányok a zöldenergia termelésérıl<br />
és hasznosításáról gondolkodóknak, <strong>Magyar</strong> Katolikus Rádió, Budapest, 167-207.<br />
CZAKÓ, M., FENG, X., HE, Y., LIANG, L., MÁRTON, L. (2005). Genetic modification of wetland<br />
grasses for phytoremediation. Zeitschrift fuer Naturforschung, C: Journal of Biosciences,<br />
60, 285-291.<br />
GYURICZA, CS., NAGY, L., UJJ, A., MIKÓ P., ALEXA, L. (2008). The impact of composts on the<br />
heavy metal content of the soil and plants in energy willow plantations (Salix sp.). Cereal<br />
Research Communications, 36, 279-282.<br />
KAPUSI I., (1999). Akác energiaerdıkrıl mezıgazdasági kistermelıknek, földtulajdonosoknak.<br />
Erdészeti Lapok, 134, 276-277.<br />
KONDOR A., VÁGVÖLGYI S. (2009). Az „energia főz” (Salix viminalis L.) tápanyag-utánpótlása.<br />
In MÓCSI I. et al. (szerk.) V. Kárpát-medencei Környezetvédelmi Konferencia, 2009. március<br />
26-29. Konferencia kiadvány. Ábel Kiadó. Kolozsvár, Románia, 239-241.<br />
LABRECQUE, M., TEODORESCU, T. I. (2003). High biomass production by Salix clones on SRC<br />
following two 3-year coppice rotation on abandoned farmland in southern Quebec. Canada<br />
Biomass and Bioenergy, 25, 135-146.<br />
LENTI, I., KONDOR, A. (2008). Az „energiafőz” (Salix viminalis L.) talajigénye. In SIMON, L.<br />
(szerk.) <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés. „Talaj-víz-környezet”. Nyíregyháza, 2008. május 28-29.<br />
Talajvédelem (különszám), Talajvédelmi Alapítvány – Bessenyei György Könyvkiadó,<br />
Nyíregyháza, 447-454.<br />
PULFORD, I. D., DICKINSON, N.M. (2006). Phytoremediation technologies using trees. In<br />
PRASAD, M.N.V., SAJWAN, K.S., NAIDU, R. (eds.) Trace Elements in the Environment.<br />
Biogeochemistry, Biotechnology, and Bioremediation. CRC Press, Taylor and Francis<br />
Group, Boca Raton, Florida, 383-403.<br />
RÉNES, J. (2008). A rövid vágásfordulójú fás szárú energiaültetvények klímavédelmi és gazdasági<br />
jelentısége. Bioenergia, 3, 24-28.<br />
SIMON, L. (2007). Nehézfémek fitoextrakciója Salix és Populus fajokkal. In SZABÓ, B., VARGA<br />
Cs. (szerk.). Versenyképes Mezıgazdaság. Konferencia kiadvány, Nyíregyháza, 2007. november<br />
29, Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza, 197-200.<br />
SIMON, L., KOVÁCS B., MÁRTON L. (2008a). Olasznád (Arundo donax L.) nehézfém<br />
fitoextrakciójának vizsgálata. In SIMON, L. (szerk.) <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés. Talaj-vízkörnyezet.<br />
Nyíregyháza, 2008. május 28-29. Talajvédelem (különszám). Talajvédelmi Alapítvány<br />
– Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza, 311-320.<br />
SIMON, L., VÁGVÖLGYI, S., KONDOR, A. (2008b). Energianövények tápanyag-utánpótlásának<br />
vizsgálata. Tanulmány. Készült a Nitrogénmővek Vegyipari zRt., Pétfürdı számára. Nyíregyházi<br />
Fıiskola, Mőszaki és Mezıgazdasági Kar, 1-49.<br />
429
Simon – Szabó – Varga – Uri – Bányácski – Balázsy<br />
SIMON, L., BARNA, S., KONCZ, J. (2009a). Heavy metal stress reduction in sunflower by<br />
biocompost application to contaminated soil. Cereal Research Communications, 37 (Suppl.),<br />
679-682.<br />
SIMON, L., KOVÁCS, B., BARNA, S., VARGA, C., DINYA, Z. (2009b). Accumulation of heavy<br />
metals in Arundo and Salix energy plants treated with pig slurry, municipal sewage sludge<br />
and inorganic fertilizers. In. POLLET, E. (ed.) Proceedings of the 7th International<br />
Symposium on Trace Elements in Human: New Perspectives. Athens, Greece. 13-15<br />
October, 2009,University of Athens, Greece, CD-ROM, 258-265.<br />
SIMON, L. (2010). Energianövények tápanyag visszapótlásának és nehézfém-akkumulációjának<br />
vizsgálata. In SZABÓ, B., TÓTH, Cs. VI. Kárpát-medencei Környezettudományi Konferencia.<br />
Nyíregyháza, 2010. április 22-24. Konferencia kötet. Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza,<br />
35-40.<br />
TANÁRKI, K., SIMON, L. (2008). Nehézfémekkel szennyezett talaj fitoremediációja Salix<br />
viminalis var. gigantea főzfával. In SIMON, L. (szerk.) <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés. Talaj-vízkörnyezet.<br />
Nyíregyháza, 2008. május 28-29, Talajvédelem (különszám). Talajvédelmi Alapítvány<br />
– Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza, 329-334.<br />
430
A SZENNYVÍZISZAPOKKAL KEZELT TALAJ<br />
„FELVEHETİ” ELEMTARTALMA ÉS A NÖVÉNYI<br />
NEHÉZFÉM-FELVÉTEL KÖZÖTTI KAPCSOLAT<br />
VIZSGÁLATA<br />
Uri Zsuzsanna, Simon László<br />
Nyíregyházi Fıiskola Mőszaki és Mezıgazdasági Kar, Tájgazdálkodási és Vidékfejlesztési<br />
Tanszék<br />
e-mail: urizs@nyf.hu<br />
Összefoglalás<br />
Kutatómunkánk során megvizsgáltuk, hogy a nyíregyházi búzaszalmával komposztált szennyvíziszappal,<br />
a debreceni anaerob módon rothasztott szennyvíziszappal és a miskolci riolittufával<br />
és karbidmésszel érlelt, granulált szennyvíziszappal kezelt barna erdıtalaj Lakanen-Erviö-féle<br />
kivonással meghatározott „felvehetı” elemtartalma korrelációban van-e a rozs és takarmányborsó<br />
jelzınövények nehézfém-felvételével.<br />
Megállapítottuk, hogy a talaj NH 4 -acetát+EDTA kioldással meghatározott „felvehetı”<br />
elemmennyisége és a növényi elemfelvétel között nincs egyértelmő összefüggés, az elemenként<br />
és növényenként változik. Kivételt csupán a réz képez, amelynél a Pearson-féle korrelációs<br />
együtthatók alapján a szennyvíziszapokkal kezelt talaj Lakanen-Erviö extrakcióval oldatba<br />
vihetı réztartalma és a növényi rézfelvétel között a legtöbb esetben szoros, pozitív korrelációt<br />
mutattunk ki (r Cu =0,84-0,99).<br />
Summary<br />
Our research we investigated whether the “phytoavailable” (Lakanen-Erviö soluble) element<br />
concentration of soil, which was treated with sewage sludge from Nyíregyháza, Debrecen and<br />
Miskolc is correlated with uptake of heavy metals in rye and fodder pea test plants. Sewage<br />
sludge from Nyíregyháza was composted with wheat straw, sewage sludge from Debrecen was<br />
anaerobically digested, and sewage sludge from Miskolc was mixed with rhyolite tuff and carbide<br />
lime, and was matured after granulation.<br />
It was found that the „available” element concentration in the NH 4 -acetate+EDTA extract of<br />
soil does not correlate in every case with the plant uptake of elements, it was different for each<br />
element and every plant. The only exception was copper, in this case a close, positive correlation<br />
(Pearson’s correlation; r Cu = 0.84-0.99) was found between Cu content in the Lakanen-Erviö<br />
extract and plant uptake of Cu.<br />
Bevezetés<br />
A szennyvíziszapok fontos sajátossága, hogy a szennyvíztisztítás során – fıleg iparosodott<br />
területeken – az iszapokban különbözı szennyezı anyagok dúsulhatnak fel,<br />
amelyek határt szabnak az iszaphasznosítási lehetıségeknek (VERMES, 2003). A<br />
szennyvíziszapokban található toxikus mikroelemek (nehézfémek) közül a legveszélyesebbek<br />
a Cd, a Cr, a Cu, a Hg, a Mn, a Ni, a Pb és a Zn (ADRIANO, 2001;<br />
ALLOWAY, 1990; KABATA-PENDIAS, PENDIAS, 2001). A szennyvíziszapokból általában<br />
kevesebb nehézfém kerül át a mezıgazdasági növényekbe, mint az az iszapok<br />
431
Uri – Simon<br />
nehézfém-tartalmából, illetve a területeket ért terhelések nagyságából következett volna<br />
(SZLÁVIK, 1984; HENRY, HARRISON, 1992; JUSTE, MENCH, 1992; TAMÁS, 1995;<br />
TAMÁS, FILEP, 1995; COOPER, 2005; KÁDÁR, MORVAI, 2007; RÉKÁSI, FILEP, 2009).<br />
Mindezt többen a szennyvíziszapokból talajba került nehézfémek kötésformáinak<br />
megváltozásával, illetve a pH megemelkedésével magyarázták. A jelzınövényekben a<br />
nehézfém-felhalmozódás mértéke nem egyforma, illetve az egyes növényfajok nehézfém-toxicitás<br />
iránti érzékenysége is igen különbözı lehet. Az ellenállóbb fajok hajlamosabbak<br />
lehetnek a nehézfém-akkumulációra. Egy-egy növényfajon belül az egyes<br />
fajták is eltérı károselem-felhalmozást, toxicitást mutathatnak (JUSTE, MENCH, 1992;<br />
KABATA-PENDIAS, PENDIAS, 2001; CSATHÓ, 1994a,b; HATALYÁK, SZALAI, 1994;<br />
BERTI, JACOBS, 1996; MORVAI et al., 1999; KÁDÁR, MORVAI, 2007). A szennyvíziszapokkal<br />
kijuttatott nehézfémek növények általi felvétele általában gyökér > levél > szár<br />
> szem sorrendben erıteljesen csökken. A szár nehézfém-tartalma esetenként meghaladja<br />
a levélét. A szem genetikailag védett a káros elemdúsulásokkal szemben, kivéve<br />
az esszenciális mikroelemek egy részét (CSATHÓ, 1994b; HATALYÁK, SZALAI, 1994;<br />
SIMON et al., 2000; KÁDÁR, 2004; KÁDÁR, MORVAI, 2007).<br />
Mezıgazdasági területen csak biológiailag, kémiailag, hıkezeléssel, tartós tárolással<br />
vagy más kezeléssel stabilizált szennyvíziszap helyezhetı el. A nehézfémek<br />
döntı hányada kicsapódik a szennyvízbıl, és az iszapban akkumulálódik. A<br />
szennyvíziszapok nehézfém-tartalma általában változatlan marad a komposztálás,<br />
vagy bármilyen egyéb kezelés, víztelenítés, szárítás során. A szervesanyag- és víztartalom<br />
csökkenésével ugyanakkor a nehézfémek aránya nı a szennyvíziszapokban.<br />
A különbözı szennyvíziszap-kezelési eljárások megváltoztathatják a nehézfémek<br />
kémiai kötésformáit és növények általi felvetıségét, mely más, pl. az aerob<br />
komposztálás vagy az anaerob rothasztás után (DEBERTOLDI et al., 1987; HENRY,<br />
HARRISON, 1992). Érlelt iszapban a nehézfémek nagy hányada kapcsolódik a szerves<br />
anyaghoz, és kis mennyiség van jelen szulfidok, foszfátok és oxidok formájában.<br />
A szennyvíziszap komposzt stabilitása, talajban történı lassúbb lebonthatósága<br />
ezért mindenképpen kedvezıbb a nehézfémek felvétele szempontjából<br />
(FERENCZ, ZVADA, 1984; HENRY, HARRISON, 1992; EPSTEIN, 2002). AMIR et al.<br />
(2005) azt vizsgálták, hogy a szennyvíziszap komposztálása során hogyan változik<br />
az iszapban a Cu, Zn, Pb és Ni megoszlása, és növények általi felvehetısége.<br />
Szekvens extrakcióval végzett elemzésük során megállapították, hogy a vízoldható<br />
frakció elemtartalma a Ni kivételével csökkent a komposztálás folyamata során. A<br />
Zn, és fıleg a Cu a szerves anyaghoz és karbonátokhoz kötött frakcióban mutatott<br />
gyarapodást. Szignifikáns korrelációt tapasztaltak a nehézfémek különbözı frakciói<br />
és a szennyvíziszap különbözı tulajdonságai (pl. hamu-, szervesanyag-, humusztartalom)<br />
között. LAVADO et al. (2005) arról számoltak be, hogy a nem rothasztott<br />
szennyvíziszappal kezelt talajban szignifikánsan nagyobb volt az „összes” Cr, Cu,<br />
Ni és Zn, valamint az EDTA-val kivont Cu és Zn mennyisége, mint a rothasztott<br />
iszappal végzett kezelések talajában. Ennek megfelelıen a jelzınövények is több<br />
Cd-t, Cr-t, Cu-t és Zn-t vettek fel, mint a nem rothasztott iszapkezelések esetén.<br />
SIMS és KLINE (1991) komposztált szennyvíziszapnak a talaj nehézfémeinek megoszlására<br />
gyakorolt hatását vizsgálták. Eredményeik szerint a kezelt talaj EDTAoldható<br />
frakciójában mért nehézfémek koncentrációja jóval nagyobb volt, mint a<br />
kezeletlen, kontroll talajéban. A szennyvíziszap komposzt kezelés hatására a talaj<br />
vízoldható és kicserélhetı (H 2 O, KNO 3 ) frakciójában a Cu, Ni, Pb és Zn csak kissé,<br />
432
A szennyvíziszapokkal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalma...<br />
a Cd és Cr pedig egyáltalán nem emelkedett. A meszezés csupán kismértékő (
Uri – Simon<br />
MSZ-08-1783-20:1984, Pb - MSZ-08-1783-14:1984, Zn - MSZ-08-1783-9:1983. A<br />
roncsolatok és extraktumok elemanalízisét induktív csatolású plazma optikai emissziós<br />
spektrometria (ICP-OES) technika alkalmazásával végeztük el.<br />
A tenyészedényes kísérletek eredményeinek statisztikai elemzését SPSS 12.0.1<br />
programmal, varianciaanalízist alkalmazva, a Tukey-féle b-teszt alapján végeztük el. A<br />
korreláció-számításhoz a Microsoft Excel programot használtuk.<br />
Vizsgálati eredmények és értékelésük<br />
2001-ben, a kísérletsorozat kezdetén az iszapkezelést követıen a talaj „felvehetı”<br />
nehézfém-tartalma az alábbiak szerint alakult: Cd:0,47-0,62; Cr:0,29-1,42; Cu:6,95-<br />
19,6; Ni:1,85-2,44; Pb:3,79-7,67; Zn:27,7-102 mg/kg sz.a.. 2003-ban, a kísérletsorozat<br />
végén a Lakanen-Erviö talajkivonatban mért elemtartalom a következı volt: Cd:<br />
0,18-0,51; Cr: 0,34-0,64; Cu: 8,34-39,9; Ni: 1,66-2,27; Pb: 0,82-8,54; Zn: 14,3-144<br />
mg/kg sz.a.. 2001-ben a rozs gyökerének toxikuselem-tartalmát vizsgálva a kadmiumnál<br />
0,32-0,49; a krómnál 1,11-4,84; a réznél 20,0-47,2, a nikkelnél 4,46-5,76; az<br />
ólomnál 1,38-4,41 és a cinknél 303-620 mg/kg sz.a. közötti értékeket mértünk, míg a<br />
hajtás esetében 0,11-0,22 Cd; 0,26-1,05 Cr; 11,2-15,9 Cu; 0,15-0,52 Ni; 0,30-1,57 Pb<br />
és 53,6-123 mg/kg sz.a. Zn volt kimutatható. 2003-ban a takarmányborsó jelzınövény<br />
gyökere 0,67-1,63 kadmiumot, 4,95-8,04 krómot, 27,3-69,4 rezet, 5,58-6,60<br />
nikkelt, 3,92-7,40 ólmot és 101-220 mg/kg sz.a. cinket tartalmazott, míg a hajtásban<br />
a Cr 0,33-0,43; a Cu 4,17-8,14; a Ni 0,61-0,74 és a Zn 40,9-109 mg/kg sz.a. közötti<br />
értékeket mutatott, a Cd és az Pb pedig kimutatási határ alatt volt. A kontroll és a<br />
különbözı módon elıkezelt szennyvíziszapokkal kezelt talaj NH 4 -acetát+EDTAoldható<br />
elemtartalmát, valamint a jelzınövényekbe épült nehézfémek konkrét menynyiségét<br />
korábbi publikációinkban ismertettük (URI et al., 2005; URI, SIMON, 2006;<br />
URI, SIMON, 2008).<br />
A 1. táblázatban a kísérletsorozat kezdetén, 2001-ben a rozs jelzınövény esetén<br />
vizsgált változók korrelációs koefficienseit mutatjuk be.<br />
A növényi nehézfém-tartalomnak a kontroll és a különbözı dózisokban kijuttatott<br />
szennyvíziszapokkal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalmával való korrelációját vizsgálva<br />
megállapítható, hogy a nyíregyházi szennyvíziszap komposzt kezelés esetén a<br />
Cd, a Cu és a Pb koncentrációknál szoros, pozitív korreláció volt a termesztıközeg<br />
„felvehetı” elemtartalma és a rozs gyökerének nehézfém-tartalma között. A Cr esetén<br />
ugyanakkor hasonlóan erıs, de negatív irányú kapcsolat volt kimutatható (1. táblázat).<br />
A talaj „felvehetı” elemtartalmát és a tesztnövény hajtásának toxikus elemtartalmát a<br />
40 napos stádiumban vizsgálva a Cd és a Cr esetén pozitív, a Ni esetén pedig negatív,<br />
igen szoros összefüggés volt megfigyelhetı. A kísérlet befejezésekor (65 naposan) vizsgálva<br />
a két változót, csupán a Cu esetén találtunk pozitív, erıs korrelációt (1. táblázat).<br />
A debreceni anaerob rothasztott szennyvíziszappal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalma<br />
és a rozs gyökerének toxikuselem-tartalma közötti összefüggést összehasonlítva<br />
megállapítható, hogy a Lakanen-Erviö talajkivonat Cu-koncentrációja és a jelzınövény<br />
gyökerének Cu-felvétele állt a legszorosabb kapcsolatban, de a Cd esetén is számottevı<br />
pozitív korrelációt tapasztaltunk. Erıs negatív kapcsolatot találtunk a debreceni iszappal<br />
kezelt talaj „felvehetı” Cr-tartalma és a gyökerek Cr-tartalma között (1. táblázat).<br />
A tesztnövény 40 napos hajtásait tanulmányozva megállapítottuk, hogy a Cd, Cr,<br />
Cu és Zn esetén igen szoros a kapcsolat a vizsgált változók között, míg a Pb esetén a<br />
két változó függetlennek bizonyult egymástól. Megvizsgáltuk a termesztıközeg „fel-<br />
434
A szennyvíziszapokkal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalma...<br />
vehetı” elemtartalma és a rozs jelzınövény 65 napos hajtásának elemtartalma közötti<br />
összefüggést is, és szoros, pozitív kapcsolatot mutathattunk ki a Cd és Cu esetén, míg a<br />
Pb esetén hasonló nagyságrendő, negatív elıjelő volt a korreláció (1. táblázat).<br />
A miskolci riolittufával és karbidmésszel érlelt, granulált szennyvíziszap kezelés<br />
hatására a talajban kialakult „felvehetı” Cu- és Zn-tartalom és a rozs gyökerének Cués<br />
Zn-felvétele között igen szoros, pozitív korrelációt találtunk, míg a talaj Cd- és Crkoncentrációja,<br />
valamint a jelzınövény gyökerének Cd- és Cr-felvétele között szoros,<br />
negatív irányú összefüggést tapasztaltunk (1. táblázat).<br />
A 40 napos hajtásnál a Cu és Pb esetén, míg a 65 napos hajtásnál csak a Cu esetén<br />
volt szoros, pozitív a kapcsolat. Erıs, negatív korrelációt mutatott a talaj „felvehetı”<br />
elemtartalmával a 40 napos hajtás Cr-, és a 65 napos hajtás Ni-tartalma (1. táblázat).<br />
1. táblázat A kontroll talaj és a szennyvíziszapok különbözı dózisaival kezelt talaj „felvehetı”<br />
nehézfém-tartalmának és a közegen nevelt rozs gyökerében és hajtásában mért nehézfémtartalmának<br />
korrelációs összefüggése (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2001)<br />
LE-Cd LE-Cr LE-Cu LE-Ni LE-Pb LE-Zn<br />
r<br />
(1) Nyíregyházi szennyvíziszap komposzt<br />
(a) 65 napos gyökér 0,970 -0,899 0,960 -0,661 0,863 0,381<br />
(b) 40 napos hajtás 0,996 0,941 -0,411 -0,827 0,458 0,663<br />
(c) 65 napos hajtás 0,277 -0,302 0,926 0,189 -0,727 0,689<br />
(2) Debreceni anaerob rothasztott szennyvíziszap<br />
65 napos gyökér 0,756 -0,811 0,975 0,169 0,403 0,089<br />
40 napos hajtás 1 0,923 0,930 -0,474 0,117 0,818<br />
65 napos hajtás 0,893 -0,607 0,999 0,353 -0,999 -0,348<br />
(3) Miskolci riolittufával és karbidmésszel érlelt<br />
granulált szennyvíziszap<br />
65 napos gyökér -0,930 -0,763 0,937 -0,657 0,373 0,958<br />
40 napos hajtás -0,397 -0,761 0,835 -0,5 0,990 -0,512<br />
65 napos hajtás * -0,632 0,910 -0,893 -0,218 0,237<br />
Korrelációszámítás Pearson-eloszlással. A kontroll és a kezelt talaj „felvehetı” nehézfém-tartalmát,<br />
valamint a rozs tesztnövény elemtartalmát korábbi publikációinkban közöltük<br />
(URI et al., 2005; URI és SIMON, 2008). n=12. *A statisztikai elemzés nem volt elvégezhetı.<br />
Rövidítések: r = korrelációs együttható; LE = Lakanen-Erviö-féle kivonat.<br />
A 2. táblázatban a kísérletsorozat befejezésekor, 2003-ban a takarmányborsó jelzınövény<br />
esetén vizsgált változók korrelációs koefficienseit mutatjuk be.<br />
A kísérletsorozat végén a nyíregyházi szennyvíziszap komposzt bevitelével a talajban<br />
kialakult Lakanen-Erviö extraktumban mért Cd-, Cu- és Pb-koncentráció igen szoros,<br />
pozitív korrelációt mutatott a takarmányborsó Cd-, Cu- és Pb-tartalmával (2. táblázat).<br />
A hajtás esetén minden vizsgált elemnél szoros, pozitív kapcsolat volt, kivéve a Cdot<br />
és az Pb-ot, mivel e két elem a jelzınövény hajtásában a kimutatási határ alatt volt<br />
(2. táblázat).<br />
435
Uri – Simon<br />
2. táblázat A kontroll talaj és a szennyvíziszapok különbözı dózisaival kezelt talaj „felvehetı”<br />
nehézfém-tartalmának és a közegen nevelt takarmányborsó gyökerében és hajtásában mért<br />
nehézfém-tartalmának korrelációs összefüggése (tenyészedényes kísérlet, Nyíregyháza, 2003)<br />
LE-Cd LE-Cr LE-Cu LE-Ni LE-Pb LE-Zn<br />
r<br />
(1) Nyíregyházi szennyvíziszap komposzt<br />
(a) gyökér 0,895 -0,290 0,999 -0,614 0,791 0,422<br />
(b) hajtás n.a. 0,999 0,765 0,999 n.a. 0,865<br />
(2) Debreceni anaerob rothasztott szennyvíziszap<br />
gyökér 0,898 0,095 0,519 -0,769 0,999 0,371<br />
hajtás n.a. 0,988 0,999 -0,841 n.a. 0,894<br />
(3) Miskolci riolittufával és karbidmésszel érlelt granulált szennyvíziszap<br />
gyökér 0,852 0,248 0,995 0,998 -0,618 -0,999<br />
hajtás n.a. 0,500 0,624 -0,979 n.a. 0,956<br />
Korrelációszámítás Pearson-eloszlással. A kontroll és a kezelt talaj „felvehetı” nehézfém-tartalmát, valamint<br />
a takarmányborsó tesztnövény elemtartalmát korábbi publikációinkban közöltük (URI és SIMON,<br />
2006; URI és SIMON, 2008). n=12. Rövidítések: r = korrelációs együttható; LE = Lakanen-Erviö-féle kivonat;<br />
n.a. = nincs adat.<br />
A kijuttatott debreceni anaerob rothasztott szennyvíziszappal (vagyis a szennyvíziszappal<br />
talajba került Cd és Pb mennyiségével) egyenes arányban nıtt a takarmányborsó<br />
gyökerének Cd- és Pb-tartalma. Ennél kevésbé szoros és negatív kapcsolat volt<br />
kimutatható a Ni-koncentráció esetén. A takarmányborsó gyökere a szennyvíziszappal<br />
talajba juttatott Cr-többletet nem jelezte, a talaj- és a hajtás Cr-tartalma ugyanakkor<br />
igen erıs, pozitív korrelációt mutatott (2. táblázat).<br />
Szoros pozitív kapcsolatot találtunk a Lakanen-Erviö-féle talajkivonat Cu- és Zntartalma<br />
és a jelzınövény hajtásának Cu- és Zn-felvétele között is, a Ni esetében<br />
ugyanakkor hasonló nagyságrendő, negatív irányú összefüggést tapasztaltunk. A hajtásban<br />
nem találtunk kimutatható mennyiségben Cd-ot és Pb-ot (2. táblázat).<br />
A miskolci riolittufával és karbidmésszel érlelt, granulált szennyvíziszap kezelés<br />
hatására a talajban kialakult „felvehetı” elemtartalom és a takarmányborsó gyökerének<br />
nehézfém-felvétele közötti korrelációt értékelve láthatjuk, hogy a kapcsolat a Cd, a Cu<br />
és a Ni esetén jelentısnek tekinthetı. A Zn-nél hasonló mértékő, ám elıjelében ellentétes<br />
összefüggést találtunk (2. táblázat).<br />
A termesztıközeg és a jelzınövény hajtásának nehézfém-tartalmát vizsgálva megállapítható,<br />
hogy a Cr- és Cu-tartalom esetén közepes erısségő, míg a Zn-nél szoros,<br />
pozitív irányú volt a kapcsolat, ugyanakkor a Ni igen szoros, negatív korrelációt mutatott.<br />
A hajtás Cd- és Pb-tartalma a miskolci iszapkezelés esetén is a kimutatási határ<br />
alatt maradt (2. táblázat).<br />
Összefoglalásul megállapítható, hogy a különbözı módon elıkezelt szennyvíziszapokkal<br />
kezelt talaj Lakanen-Erviö-féle kivonással meghatározott Cu-tartalma a legtöbb<br />
esetben szoros, pozitív korrelációban volt a növényi Cu-felvétellel. SUKKARIYAH et al.<br />
(2005) vizsgálatai szerint viszont a tesztnövények Cu-tartalma mellett a Cd-, Ni- és Pbtartalma<br />
is általában jól korrelált a talaj „felvehetı” frakcióiban mért koncentrációkkal.<br />
436
A szennyvíziszapokkal kezelt talaj „felvehetı” elemtartalma...<br />
ORTIZ és ALCANIZ (2006) ugyanakkor azt tapasztalták, hogy a tesztnövények gyökerének<br />
és hajtásának Cd-, Cu-, Ni- és Pb-felvétele nincs összefüggésben a szennyvíziszappal<br />
kezelt talaj „felvehetı” elemtartalmával, a Zn és Cr pedig közepes erısségő<br />
kapcsolatot mutatott. KÁDÁR és MORVAI (2007) arról számoltak be, hogy<br />
tenyészedény-kísérletben az ipari-kommunális iszapterhelés hatására bekövetkezett<br />
NH 4 -acetát+EDTA-oldható Cu-tartalom emelkedés egyetlen kísérleti talajon sem vezetett<br />
a Cu érdemi dúsulásához a tavaszi árpa jelzınövényben. A Cr és a Cd esetében sem<br />
találtak egyértelmő összefüggést, a növénybeni Cr- és Cd-koncentráció szintén alacsony<br />
maradt, illetve gyakorlatilag nem változott a terhelés eredményeképpen.<br />
Irodalomjegyzék<br />
ADRIANO, D. C. (2001). Trace Elements in Terrestrial Environment. Biogeochemistry.<br />
Bioavailability and Risks of Metals. (2nd edn.). Springer-Verlag, New York.<br />
ALLOWAY, B. J. (ed.) (1990). Heavy Metals in Soils. Blackie and Son Ltd. Glasgow and London.<br />
John Wiley and Sons Inc., New York.<br />
AMIR, S., HAFIDI, M., MERLINA, G., REVEL, J. C. (2005). Sequential extraction of heavy metals<br />
during composting of sewage sludge. Chemosphere, 59, 801-810.<br />
BERTI, W.R., JACOBS, L.W. (1996). Chemistry and phytotoxicity of soil trace elements from<br />
repeated sewage sludge applications. Journal of Environmental Quality, 25, 1025-1032.<br />
COOPER, J. L. (2005). The effect of biosolids on cereals in central New South Wales, Australia.<br />
2. Soil levels and plant uptake of heavy metals and pesticides. Australian Journal of<br />
Experimental Agriculture, 45, 445-451.<br />
CSATHÓ, P. (1994a). A környezet nehézfém szennyezettsége és az agrártermelés. Tematikus<br />
szakirodalmi szemle. MTA TAKI, Budapest.<br />
CSATHÓ, P. (1994b). Nehézfém- és egyéb toxikuselem-forgalom a talaj-növény rendszerben.<br />
Agrokémia és Talajtan, 43, 371-398.<br />
DE BERTOLDI, M., FERRANTI, M. P., L’HERMITE, P., ZUCCONI, F. (eds.) (1987). Compost:<br />
Production, Quality and Use. Elsevier Applied Science, London and New York.<br />
EPSTEIN, E. (2002). Land Application of Sewage Sludge and Biosolids. Lewis Publishers. Boca<br />
Raton FL, USA.<br />
FERENCZ, K., ZVADA, M. (1984). Szennyvíziszap hatása karbonátos, humuszos homoktalajra.<br />
Agrokémia és Talajtan, 33, 426-442.<br />
HATALYÁK, Z., SZALAI, GY. (1994). Mezıgazdasági hasznosítású területen elhelyezett települési<br />
szennyvíziszap tartamhatás vizsgálatának eredményei. Hidrológiai Közlöny, 74, 67-75.<br />
HENRY, L. C., HARRISON, R. B. (1992). Fate of trace metals in sewage sludge compost. In<br />
ADRIANO, D. C. (ed.) Biogeochemistry of Trace Metals. Lewis Publishers, Boca Raton, 195-<br />
216.<br />
JUSTE, C., MENCH, M. (1992). Long term application of sewage sludge and its effect on metal<br />
uptake by crops. In ADRIANO, D.C (ed.) Biogeochemistry of Tace Metals. Lewis Publishers,<br />
Boca Raton, 159-193.<br />
KABATA-PENDIAS, A., PENDIAS, H. (2001). Trace Elements in Soils and Plants (3rd edition).<br />
CRC Press LLC. Boca Raton, London, New York, Washington, D. C.<br />
KÁDÁR I. (2004). A talaj és a tápláléklánc szennyezıdése. In ANTAL, K., MICHELI, E., SZABÓNÉ<br />
KELE, G. (szerk.). <strong>Talajtani</strong> Vándorgyőlés. Kecskemét, 2004. 08. 24-26, Talajvédelem. Különszám.<br />
Talajvédelmi Alapítvány, Budapest, 130-137.<br />
KÁDÁR, I., MORVAI, B. (2007). Ipari-kommunális szennyvíziszap-terhelés hatásának vizsgálata<br />
tenyészedény-kísérletben. Agrokémia és Talajtan, 56, 333-352.<br />
LAKANEN, E., ERVIÖ, R. (1971). A comparison of eight extractants for determination of plant<br />
available micronutrients in soil. Acta Agronomica Fennica, 123, 223-232.<br />
437
Uri – Simon<br />
LAVADO, R. S., RODRIGUEZ, M. B., TABOADA, M. A. (2005). Treatment with biosolids affects<br />
soil availability and plant uptake of potentially toxic elements. Agriculture Ecosystems and<br />
Environment, 109, 360-364.<br />
MORVAI, B., KÁDÁR, I., BUJTÁS, K., BIRÓ, B. (1999). Nehézfém és szennyvíziszap-kutatások a<br />
TAKI-ban. In XIII. Országos Környezetvédelmi Konferencia Kiadványa, Siófok, 192-196.<br />
ORTIZ, O., ALCANIZ, J. M. (2006). Bioaccumulation of heavy metals in Dactylis glomerata L.<br />
growing in a calcareous soil amended with sewage sludge. Bioresource Technology, 97,<br />
545-552.<br />
RÉKÁSI, M., FILEP, T. (2009). Városi szennyvíziszap-kezelés hatása a talaj Cu, Zn, Mn, Ni és<br />
Co frakcióira és a növényi elemfelvételre tenyészedény-kísérletben. Agrokémia és Talajtan,<br />
58, 105-120.<br />
SIMON, L., PROKISCH, J., GYİRI, Z. (2000). Szennyvíziszap komposzt hatása a kukorica nehézfém-akkumulációjára.<br />
Agrokémia és Talajtan, 49, 247-255.<br />
SIMS, J. T., KLINE, J. S. (1991). Chemical fractionation and plant uptake of heavy-metals in soils<br />
amended with co-composted sewage-sludge. Journal of Environmental Quality, 20, 387-<br />
395.<br />
SUKKARIYAH, B. F., G. EVANYLO, L. ZELAZNY, R. L. CHANEY (2005). Cadmium, copper,<br />
nickel, and zinc availability in a biosolids-amended Piedmont soil years after application.<br />
Journal of Environmental Quality, 34, 2255-2262.<br />
SZLÁVIK, I. (1984). Anaerob rothasztott szennyvíziszap hatása réti csernozjom talaj egyes kémiai<br />
és fizikai sajátosságára. In BENESÓCZKINÉ, J., BAKONDINÉ, K (szerk.) Települési szennyvíziszapok<br />
mezıgazdasági elhelyezésének talajtani és agrokémiai kérdései. MÉM NAK,<br />
Budapest, 66-70.<br />
TAMÁS, J. (1995). Szennyvíziszapokkal terhelt talajok nehézfém forgalma. Debreceni Agrártudományi<br />
Egyetem Tudományos Közleményei, Debrecen, 31, 101-112.<br />
TAMÁS, J., FILEP, GY. (1995). Nehézfémforgalom vizsgálata szennyvíziszapokkal terhelt mezıgazdasági<br />
területeken. Agrokémia és Talajtan, 44, 419-427.<br />
URI, ZS., GYİRI, Z., SIMON, L. (2005). Accumulation of cadmium, chromium, copper, nickel,<br />
lead and zinc from sewage sludges in soil and rye. In SIMON, L. (ed.) Proceedings of the International<br />
Scientific Conference „Innovation and Utility in the Visegrad Fours”. Volume 1,<br />
Environmental Management and Environmental Protection, October 13-15, 2005,<br />
Continent-Ph. Nyíregyháza, 49-54.<br />
URI, ZS., SIMON, L. (2006). Investigation of the accumulation of heavy metals from sewage<br />
sludges in fodder pea. In SZILÁGYI, M., SZENTMIHÁLYI, K. (eds.), Proceedings of the International<br />
Symposium on Trace Elements in the Food Chain. May 25-27, Budapest. 210-214.<br />
URI, ZS., SIMON, L. (2008). Különbözı módon elıkezelt települési szennyvíziszapok hatása a<br />
talaj „felvehetı” nehézfémtartalmára. In SIMON L. (szerk.) Talajvédelem különszám. Talajvédelmi<br />
Alapítvány, Bessenyei György Könyvkiadó, Nyíregyháza, 349-358.<br />
VERMES, L. (2003). Szakirodalmi áttekintés a szennyvíziszapok elhelyezésével és hasznosításával<br />
foglalkozó publikációkról. BKÁE Kertészettudományi Kar Talajtan és Vízgazdálkodás<br />
Tanszék, Budapest.<br />
40/2008. (II. 26.) KORM. RENDELET a szennyvizek és szennyvíziszapok mezıgazdasági felhasználásának<br />
és kezelésének szabályairól szóló 50/2001. (IV. 3) Korm. rendelet módosításáról.<br />
<strong>Magyar</strong> Közlöny, 31, 1316-1327.<br />
438
A KÖTET SZERZİINEK JEGYZÉKE<br />
A<br />
Anton Attila 285, 323<br />
B<br />
Bakacsi Zsófia 85<br />
Balázs B. Réka 315<br />
Balázsy Sándor 421<br />
Balog Kitti 105<br />
Bányácski Sándor 421<br />
Barczi Attila 149<br />
Barna Gyöngyi 117<br />
Barna Sándor 323<br />
Barta Károly 127, 339<br />
Bidló András 377<br />
Bilinski, Halka 35<br />
Biró Borbála 245<br />
Blaskó Lajos 179<br />
Borcsik Zoltán 127<br />
Borsné Petı Judit 187<br />
Buzás István 187<br />
C<br />
Centeri Csaba 139<br />
Czinkota Imre 105<br />
Cs<br />
Cserni Imre 187<br />
D<br />
Deák József Áron 117<br />
Dombos Miklós 285<br />
Dömsödi János 17<br />
Dunai Attila 331<br />
F<br />
Farkas Csilla 51<br />
Farsang Andrea 25, 67, 93, 105, 127, 339<br />
Fehér Katalin 167<br />
Fekete István 195, 221<br />
Filep Tibor 413<br />
Fodor László 277<br />
Fórián Tünde 269<br />
Franciskovic-Bilinski, Stanislav 35<br />
Fuchs Márta 351<br />
Füleky György 211, 229<br />
Füzesi István 203<br />
G<br />
Gál Anita 253, 351<br />
Gulyás Miklós 211<br />
Gy<br />
Gyuricza Csaba 307<br />
H<br />
Heil Bálint 149, 377<br />
Henzsel István 357<br />
Hernádi Hilda 51, 363<br />
Horváth-Szabó Kata 167<br />
Hoyk Edit 187<br />
Hüvely Attila 187<br />
I<br />
Illés Attila 371<br />
J<br />
Jakab Gergely 43, 139, 167<br />
Juhász Csaba 35<br />
Juhász Péter 377<br />
K<br />
Kádár Imre 383, 405<br />
Kátai János 237<br />
Kertész Ádám 139<br />
439
Kiss Klaudia 167<br />
Kitka Gergely 127, 339<br />
Kocsis Mihály 25<br />
Koncz József 323<br />
Kotroczó Zsolt 195, 221<br />
Kovács Elza 35<br />
Kovács Gábor 149, 203, 377<br />
Kovács Gergı Péter 307<br />
Kovács Györgyi 229, 307<br />
Krakomperger Zsolt 195, 221<br />
L<br />
Labant Attila 159<br />
Ladányi Zsuzsanna 117<br />
Lévai Péter 187<br />
L. Halász Judit 195<br />
M<br />
Madarász Balázs 43, 139, 167<br />
Makó András 25, 51, 331, 363, 391<br />
Markó András 159<br />
Marosfalvi Zsófia 253<br />
Marth Péter 51<br />
May Zoltán 315<br />
Mészáros Erzsébet 167<br />
Michéli Erika 351<br />
Mikus Gábor 85<br />
N<br />
Nagy Attila 59<br />
Nagy Edina 391<br />
Nagy Péter Tamás 237, 371, 399<br />
Németh Ákos 85<br />
Németh Tibor 43, 167, 315<br />
Ny<br />
Nyéki József 59, 371, 399<br />
O<br />
Omanović, Dario 35<br />
Ódor Péter 377<br />
440<br />
İ<br />
İri Nóra 229<br />
İrsi Anna 139<br />
P<br />
Pásztor László 85<br />
Petis Mihály 269<br />
Petı Ákos 149<br />
Pižeta, Ivanka 35<br />
Pregun Csaba 35<br />
Pıcze Tamás 77<br />
Puskás Irén 67, 93<br />
R<br />
Ragályi Péter 405<br />
Rakonczai János 117<br />
Rékási Márk 413<br />
S<br />
Sándor Zsolt 237, 399<br />
Schmidt Brigitta 245<br />
Simon Barbara 253<br />
Simon László 323, 421, 431<br />
Sipos Marianna 237, 399<br />
Sipos Péter 167, 315<br />
Sisák István 77<br />
Soltész Miklós 59<br />
Şumălan Radu 245<br />
Şumălan Renata 245<br />
Sz<br />
Szabó Béla 421<br />
Szabó József 85<br />
Szabó Mária 167<br />
Szabó Zoltán 59, 371, 399<br />
Szakál Pál 277<br />
Szalai Sándor 85<br />
Szalai Zoltán 43, 139, 167, 315<br />
Szécsy Orsolya 285<br />
Szeder Balázs 253<br />
Szolnoki Zsuzsanna 93<br />
Szıllısi Nikolett 269, 371
T<br />
Tar Ferenc 85<br />
Takács Tünde 261<br />
Tállai Magdolna 237<br />
Tamás János 35, 59, 269<br />
Tóth Brigitta 51<br />
Tóth Csilla 323<br />
Tóth János Attila 195, 221<br />
Tury Rita 277<br />
U<br />
Uri Zsuzsanna 421, 431<br />
V<br />
Varga Csaba 195, 421<br />
Vályi Kriszta 285<br />
Várallyay György 293<br />
Vasenszki Tamás 221<br />
Veres Zsuzsa 221<br />
Zs<br />
Zsembeli József 307<br />
Zsigrai György 229<br />
Zsuposné Oláh Ágnes 237<br />
441
Change language