Ugrás a tartalomhoz

Talajökológia

Kátai János (2011)

Debreceni Egyetem, Nyugat-Magyarországi Egyetem, Pannon Egyetem

SZENNYEZŐANYAGOK

SZENNYEZŐANYAGOK

Definíció. Szennyezőanyagnak azokat az anyagokat nevezzük, amelyeknek egy bizonyos, általában már nagyon kis koncentrációja negatívan hat az ember egészségére és jó közérzetére, valamint károsítja a környezet normális funkcióit. Ezen anyagok közül számos nélkülözhetetlen az élő szervezet számára: ha az élőlény túl kis mennyiségben veszi fel, hiánytünetek jelennek meg. Azonban ha túl nagy koncentrációban vannak jelen, káros hatásuk jelentkezik (pl. bizonyos nyomelemek, mint pl. cink, kobalt, réz, molibdén). Más anyagok viszont már a legkisebb mennyiségben is toxikusak lehetnek, anélkül, hogy bármiféle pozitív fiziológiai hatásuk mutatkozna. A talajban lévő szennyezőanyagokat a következő csoportokba sorolhatjuk:

  1. Savak és savképzők (a N-t, S-t, F-t és Cl-t tartalmazó kötések);

  2. Nehézfémek (Cd, Hg, Pb, Co, Cr, Cu, Mo, Ni, és Zn);

  3. Radioaktív izotópok (90Sr és 137Cs);

  4. Szerves molekulák (policiklusos és perklórozott szénhidrogének);

  5. Egyéb szennyezőanyagok, mint pl. az Al, Sn, As és Se vegyületei.

A szennyezőanyagok a talajban számos olyan reakcióban vesznek részt, amelyek meghatározzák a szennyezők megoszlását a mobilis, oldott fázis és az immobilis, szilárd fázis között (4.24 ábra). Az oldott szennyezőanyagok a szilárd talajszemcséken gyakran adszorbeálódnak, illetve kémiailag kicsapódnak. A szerves molekulák, illetve bizonyos szervetlen vegyületek bekerülhetnek a biológiai körforgásba, ahol lebomlanak, mineralizálódnak, vagy új molekulákká alakulnak át. A talajoldatban maradó szennyezőanyagokat felveszik a növények, vagy pedig kimosódnak a talajvízbe. Hogy egy szennyezőanyag bekerül-e a táplálékláncba, és ha igen, milyen mértékben, az attól függ, hogy mekkora hányada és milyen energiával kötődik meg, vagyis immobilizálódik a talajban.

4.24 ábra: A szennyezőanyagok átalakulása a talajban (Brümmer, 1978 nyomán)

Légköri ülepedés

Az ülepedés mértéke és formája. Atmoszférikus depozíció alatt a légkörben lévő természetes, valamint antropogén eredetű anyagok földfelszínre (talaj, vegetáció és épületek) történő kiülepedését értjük. A szennyezőanyagok kibocsátását a forrás helyén (pl. kémények, kipufogócsövek) emissziónak nevezzük. A légkörben az emittált anyagok összekeverednek a levegővel és a páracseppekben abszorbeálódnak. A légáramlatok kisebb vagy nagyobb távolságra szállítják az aeroszolokat, amelyek eközben (többek között az UV-sugarak hatására) kémiailag részben vagy teljesen átalakulhatnak. A hígulást, a szállítódást és az átalakulást transzmissziónak nevezzük. Végezetül a szennyezőanyagok és átalakulásuk végtermékei visszajutnak a földfelszín elemeire, ahol ismét bekerülnek az ökoszféra anyagtranszportjába (imisszió), ahol az anyagféleségtől és a befogadó közegtől függően eltérő hatásokat válthatnak ki. Ha ezeket az anyagokat a csapadék (eső, hó, köd és harmat) oldja, vagy részlegesen kimossa, nedves ülepedésről beszélünk. A szilárd porok közvetlen leülepedését és a gáz halmazállapotú anyagok adszorpcióját száraz ülepedésnek nevezzük (4.25 és 4.26 ábra). A legfontosabb légszennyező anyagok Németországra vonatkozó, 1990. évi becsült emissziós értékeit a 4.13 táblázatban mutatjuk be.

4.25 ábra: A kibocsájtott kén-dioxid (SO2) átalakulási és ülepedési módjai. Az O vegyjel feletti pont párosítatlan elektront (vagyis nagy reakciókészségű gyököt) jelöl. (EDI 1984 nyomán)

A talajra gyakorolt hatás tekintetében a savképző anyagoknak – a kén-dioxidnak SO2 és a nitrogén-oxidoknak NOx – megkülönböztetett szerepük van. Ezek a légkörben a transzmisszió során tovább oxidálódnak és a levegő nedvességtartalmával savakká alakulnak át (4.25 és 4.26 ábra), csökkentik a csapadék pH-ját (savas eső) és tekintélyes mennyiségű protont (hidrogéniont) juttatnak az ökoszisztémába. Az ülepedés mértéke egy adott helyen számos tényező függvénye, mint pl. a régió iparosodottságának mértéke és közlekedésének intenzitása, az emissziós forrástól való távolság, a szélirány, a tengerszint feletti magasság és a vegetáció. A fák szűrő hatása következtében az erdőkben nagyobb mértékű az ülepedés, mint a szántóföldeken, vagy a gyepterületeken. Svájc sűrűn lakott és erősen iparosodott középső területén 1984-ben a következő nedves ülepedési értékeket mérték (kg ha-1 év-1): szulfát-S 8-13, nitrát-N 4-6, ammónium-N 7-14 és hidrogénion (proton) 0,2-0,8. A száraz ülepedést is figyelembe véve a mezőgazdasági hasznosítású területeken a savas ülepedés mértékét 1-2 kmol ha-1 év-1 értékre becsülik. Erdőkben ez az érték az intercepció (lásd 4.3.2) miatt valamivel nagyobb: egy németországi fenyves esetén 1984-ben 4 kmol ha-1 év-1, míg bükk állományban 2 kmol ha-1 év-1 értéket mértek.

4.26 ábra. Az emittált nitrogén-oxidok (NO, NO2) átalakulási és ülepedési folyamatai. Az O vegyjel feletti pont párosítatlan elektront (vagyis nagy reaktivitású gyököt) jelöl. (EDI 1984 nyomán

A savanyodási folyamat. A talajba jutó savak nem feltétlenül okoznak pH-érték csökkenést: a protonok többé-kevésbé gyorsan átalakulnak és – a pufferrendszertől függően – számos folyamatot váltanak ki, mint pl. a karbonátok oldódása, a szilikátok mállása, ioncsere reakciók, alumíniumionok szabaddá válása. Ha az aktuális pufferrendszer kapacitása kimerült, vagy a talajba jutó sav mennyisége meghaladja a pufferkapacitás értékét, egy új, alacsonyabb pH-viszonyokkal jellemezhető pufferrendszer alakul ki. A savas ülepedés hatása éppen ezért az egyes termőhelyeken nagyon eltérő lehet. Míg egy mésztartalmú, nagy pufferkapacitású talajban felgyorsul a mész oldódása és kimosódása, addig egy csekély kicserélődési kapacitással és kis bázistelítettséggel jellemezhető talaj sokkal érzékenyebben reagál a pH-csökkenésre.

A pufferreakciók során a talajba kerülő protonok alkálifémek és alkáliföldfémek ionjait szabadítják fel. Mivel a protonokkal szintén bekerülő kísérő anionok (NO3- és SO42-) csak gyengén adszorbeálódnak, mind a kationok, mind az anionok erőteljes kimosó hatásnak vannak kitéve. A kilúgzás és a savanyodás mindenekelőtt a nagyobb méretű pórusok falait és az aggregátumok felszínét érinti, hiszen ezek kerülnek kapcsolatba a szivárgó vízzel. A szilikát puffertartományba sorolható (pH = 5-4,2) talajokban a bekerülő protonok hatására alumínium tartalmú ionok szabadulnak fel, amelyek aztán polimer hidroxi komplexek formájában kicsapódnak és a kicserélődési helyeken adszorbeálódnak. További protonok bekerülése esetén a pH az alumínium-puffertartományig süllyedhet, ahol Al3+- és Al(OH)2+-ionok jutnak a talajoldatba. A talajoldatban található szabad Al-ionok károsítják a növény gyökereit, így gátolják mind a víz-, mind a tápanyagfelvételt.

A talaj szilárd fázisának nehézfém megkötő kapacitása és a kötődés erőssége a pH csökkenésével arányosan mérséklődik. Ezért a talaj savanyodása során egyes kationok, mint pl. a Cd2+, Ni2+ és Zn2+, talajoldatbeli mennyisége megnő, a növény számára felvehetővé válnak. Ezen kívül fokozódik a felgyorsult kimosódás veszélye is. Az említett savanyodási folyamat kevésbé változtatja meg az ólom és a réz viselkedését a talajban. Ezek ugyanis még a savanyú pH-tartományban is stabil komplexeket képeznek a humuszanyagokkal (lásd 4.4.2).

4.13 táblázat: Németország átlagos éves szennyezőanyag-kibocsájtása (az adatok 1990-re vonatkoznak és 106 t-ban vannak megadva) (az 5. Környezeti imisszió-védelmi jelentés BMELF 1993 nyomán)

A 4.13 táblázatban felsorolt szennyezőanyagok mellett a (90 %-ban a mezőgazdasági eredetű) ammónia is terheli a légkört. Az éves globális ammóniakibocsájtást mintegy 57 millió tonnára becsülik. Egyes nagy állatsűrűséggel jellemezhető területeken a kibocsájtott ammónia mennyisége esetenként akár a savas hatású szennyező gázok (NOx és SO2) emissziójának mértékét is meghaladhatja. A transzmisszió során a légkörben az NH3 (NH4)2SO4-tá alakul át, ami a csapadék semlegesítődését eredményezheti. A talajban végbemenő nitrifikációs reakcióban protonok válnak szabaddá, ami szintén hozzájárul a talaj savanyodásához. A légköri ülepedés okozta talajterhelés sokkal nagyobb hatást vált ki az erdőkben, a természetes gyepeken és a lápos területeken, mint mezőgazdasági hasznosítású talajokon. A mezőgazdaságban az ülepedés káros következményeit célzott trágyázással lehet mérsékelni.

Nehézfémek

Mennyiségi meghatározás. Nehézfémnek nevezzük azon fémes elemeket, amelyek sűrűsége nagyobb, mint 5,6 g cm-3 és a periódusos rendszerben az átmeneti fémek között, a 4., 5. és a 6. periódusban helyezkednek el. Koncentrációjuk a földkéregben széles határok között variálódik: a néhány mg dm-3-től (Cd, Hg és Mo) mennyiségük akár néhány ezrelék (Mn és Ti), vagy százalék (Fe) is lehet. A növényi növekedés számára a Co, Cu, Fe, Mn, Mo és a Zn, továbbá az állati szervezet számára még a Cr és a Sn is esszenciális nyomelem. A többi nehézfém fiziológiai szerepe nem ismert, közülük jónéhány – mindenekelőtt a Cd, Pb, Hg és a Ti – már nagyon kis koncentrációban toxikus hatású. A legtöbb nehézfém a talajban kationként van jelen (pl. Cu2+, Zn2+ vagy Ni2+), kivéve a molibdént, amely kizárólag MoO42- (molibdenát) anionként fordul elő. Humuszban szegény, jó levegőzöttségű talajokban a króm CrO42- (kromát) anionként fordul elő, míg nagy humusztartalmú talajokban viszonylag gyorsan Cr3+ kationná redukálódik. Az alapkőzettől (anyakőzettől) függően minden talaj tartalmaz eredendően is nehézfémeket, amelyek a mállás során válnak szabaddá és a növények számára részben felvehetővé (4.14 táblázat).

4.14 táblázat: A litoszféra, valamint a talaj és a növények átlagos nehézfémtartalma (az adatok mg kg-1-ben értendők)

Az ipari tevékenységből és a közlekedésből eredő imisszió globális elszállítódásának és szétterjedésének következtében ma már csaknem mindenütt találhatunk a talajban csapadékból, vagy légköri eredetű porokból származó nehézfémeket. A civilizációs emissziók túlnyomó részben pontszerű forrásokból (ipari komplexumok, hulladékégetők, közlekedési csomópontok) származnak. Ezért ezek közelében jellemző a szennyezőanyagok – gyakran a természetes állapotot messzemenően meghaladó – feldúsulása. A csupán a természetes folyamatok által befolyásolt termőhelyeken a növények nehézfém-felvétele a talajból csak átmenetileg csökkenti a nehézfém terhelést, hiszen a talajból kikerült nehézfémek közel ugyanolyan mennyiségben jutnak vissza az elhalt növényi szerves anyagok bomlásával, illetve az istállótrágyával. A mezőgazdasági hasznosítás alatt álló területeken viszont a növények által felvett nehézfém mennyiségének csak egy része kerül vissza a talajba közvetlenül az elhalt növényi anyagokkal, illetve közvetetten az istállótrágyával. A szennyvíziszap és a komposzt jelentős mennyiségű – az előbb említett módon a természetes körforgásba került – nehézfém forrása lehet. Végezetül meg kell említeni, hogy egyes műtrágyák, mindenekelőtt a különböző eredetű foszfátok, is tartalmaznak nehézfémeket.

Adszorpció. A talaj szilárd fázisában a nehézfémek elsősorban humuszanyagokon, agyagásványokon és szeszkvioxidokon (vas- és alumínium-oxidokon és -hidroxidokon) adszorbeálódnak. Emellett a hidroxidok és karbonátok kicsapódása csak alárendelt szerepet játszik. Ez alól kivétel a kadmium-karbonát képződése a kalcit felszínén, illetve a Cr(OH)3, valamint a Fe(OH)3 együttes kicsapódása a krómban gazdag ultrabázikus kőzetek mállása során. A pH emelkedésével a szeszvioxidok (goethit, hematit és gibbsit) adszorpciós kapacitása nő, mivel a részecskék felülete amfoter tulajdonságú. A fémek adszorpciója – a talajrészecskék felszínén végbemenő komplexképződés miatt – már az izoelektromos pont elérése előtt megindul. A legtöbb fém esetében az izoelektromos pontnál már a teljes adszorpció figyelhető meg (4.27 ábra). Az amorf vas-hidroxid szelektivitása a következő sorrendben csökken: Pb2+, Cu2+, Zn2+, Ni2+, Co2+, Cd2+. A talajrészecskék felszínén történő adszorbeálódás mellett a nehézfémek – mint pl. Cu2+ és főként a Cr3+ – az oxidokba, illetve hidroxidokba is okkludálódhatnak, vagyis a kicsapódás során bezáródhatnak az oxidok és hidroxidok belső szerkezetébe. A zárványként így megkötött fémeket a növények nem képesek többé felvenni. Hasonló megkötődési folyamat játszódik le a Zn-, a Ni- és a Cd-ionok adszorpciója és ezt követő diffúziója során a goethit-kristályok mikropórusaiban.

4.27 ábra: A goethit réz- és kadmiumion-adszorpciója a pH-érték függvényében. A nyíl a goethit izoelektromos pontját jelöli. (Forrás: Hoins és mtsai, 1993)

A nehézfémek megkötődése az agyagásványok felületén (néhány kivételtől eltekintve) a negatív töltésű kicserélődési helyeken végbemenő kationcsere törvényszerűségeit követi. A nehézfémek komplexeket és kelátokat képeznek a humuszanyagokkal (humin- és fulvosavakkal), melynek során főként karboxil- és fenolos hidroxil-csoportokhoz kötődnek. A humuszanyagokkal szembeni affinitásuk alapján a nehézfémeket két csoportba sorolhatjuk: nagy affinitással kötődik a Fe3+, Pb2+ és a Cu2+; kis affinitással pedig a Co2+, Cd2+, Ni2+, Zn2+ és a Mn2+ ionok kötődnek. A komplexek stabilitása és a megkötési kapacitás arányosan csökken a pH-val. Savanyú talajokban ezért a nehézfémek relatív felvehetősége és mobilitása nagyobb, mint semleges körülmények között.

4.28 ábra: A Cd adszorpciós izotermái egy barna erdőtalaj 3 horizontjában. 1 = Ah-horizont, pH = 5,5, kationcsere-kapacitás 111 mmol kg-1; 2= Ae-horizont, pH = 4,1, kationcsere-kapacitás 58 mmol kg-1; 3 = Bt-horizont, pH = 4,2, kationcsere-kapacitás 103 mmol kg-1 (Forrás: Sticher és Barmettler, nem közölt eredmények)

A nehézfémek megoszlása a talaj szilárd fázisa és a talajoldat között adszorpciós izotermák segítségével írható le (4.28 ábra). Kis telítettség esetén a talajoldat koncentrációja csak jelentéktelen mértékben nő meg – még akkor is, ha az összes nehézfémtartalom nagymértékben megnövekedett. Az adszorbeált és a talajoldatban levő ionok hányadosa nagyon nagy marad, vagyis a nehézfémeknek csak az elhanyagolhatóan kis hányadát vehetik fel a növények. Ez különösképpen érvényes az ólom és a réz esetében. A nehézfémek különböző formában vannak jelen a talajoldatban: az [Me(H2O)x]n+ akvakomplexek mellett előfordulnak bruttó töltéssel rendelkező (pl. CdCl+ és NiHCO3+), valamint töltéssel nem rendelkező ionpárok (pl. NiSO40 és CuCO30). Végül megemlítjük, hogy a fémionok egy része oldott szerves kelátképzőkön (fulvosavakon), valamint nagyon finoman diszpergált kolloid talajrészecskéken kötődik meg.

Szerves szennyezők

Mennyiségi meghatározás. Az iparilag előállított számtalan szerves vegyület jelentős része különböző utakon előbb vagy utóbb kikerül a környezetbe. Ezekhez nagy számban jönnek még hozzá olyan anyagok, amelyek ipari előállítása nem folyik, viszont égéstermékek komponenseiként szintén a környezetbe emittálódnak. A 4.15 táblázatban a szerves szennyezők főbb csoportjait tüntettük fel. A mezőgazdasági gyakorlatban használt szerves növényvédő szereket (lásd 4.3) általában nem soroljuk a környezetszennyező anyagok közé. Ennek ellenére ökológiai szempontból és a növényvédelem által nem célzott szervezetek szempontjából ugyancsak szennyezőknek kell tekintenünk ezeket a szereket. Ökotoxikológiai megfontolásokból mára már a legtöbb országban betiltották a korábban nagy mennyiségben alkalmazott perzisztens inszekticideket, mint pl. a DDT-t és a lindánt.

4.15 táblázat. A szerves szennyezők főbb csoportjai

A szerves szennyezők az emissziós forrásokból többnyire gázhalmazállapotban a légkörbe távoznak, majd affinitásuktól függően itt többé-kevésbé gyorsan adszorbeálódnak az aeroszol-részecskéken (pl. koromszemcséken), majd nedves vagy száraz ülepedés révén a talajra, majd a talajba kerülnek. Különösen nagy szennyezőanyag-tartalom mérhető az intenzív kibocsájtó források közvetlen közelében. Az aeroszolok nagy távolságra történő elszállítódása miatt azonban ma már a forrásoktól jóval távolabb, az úgynevezett „tiszta levegőjű” területeken is kimutathatók kis mennyiségben a szerves szennyezők (4.16 táblázat). A kontaminált talajok szennyezőanyag-tartalma igen nagy lehet: így mértek már 10 mg nagyságrendben hexaklór-ciklohexánt és policiklusos aromás szénhidrogéneket (PAH), 100 mg-nyi mennyiségben poliklórozott bifenilt (PCB) és nagyságrendileg 1 000 mg hexaklór-benzolt (HCB) is egy kg talajban.

A csapadék eredetűnél jóval nagyobb mennyiségű szerves szennyezőanyag származik folyóvízi, kikötői, de mindenekelőtt szennyvíziszapból. Ezek az iszapok gyakran nagy mennyiségben PAH-vegyületeket, tenzideket és halogénezett poliaromás vegyületeket tartalmaznak. Ennek megfelelően az iszappal kezelt talajok szennyezőanyag-tartalma is nagy lehet. A szerves vegyszerek megoszlása a talajlevegő, a talajoldat és a talaj szilárd fázisa között az anyag specifikus fizikai-kémiai tulajdonságaitól – pl. móltömeg (molekulaméret), polaritás, gőznyomás és vízoldhatóság – valamint a talaj fizikai-kémiai tulajdonságaitól függ. Természeteshez közeli állapotú talajok vizsgálata során az illékony tetraklór-etilén vegyületre a következő értékeket mérték: a talajlevegőben legfeljebb 1,25 μg dm-3, a talajoldatban mintegy 14,7 μg dm-3, szilárd fázisban pedig 96 μg kg-1 talaj.

4.16 táblázat: A talaj különböző policiklikus aromás szénhidrogén (PAH) vegyülettartalma az emissziós forrás (alumíniumüzem) közelében, illetve egy tiszta levegőjű területen (Vogt és mtsai, 1987 nyomán)

Adszorpció. A szerves szennyezők adszorpciós viselkedésének leírására legtöbbször a Freundlich-féle adszorpciós állandót (KF) használjuk. Ez azt adja meg, hogy a molekulák milyen erővel kötődnek a talajrészecskék felszínéhez. Mivel a szerves szennyezőanyagok – a növényvédő szerekhez hasonlóan (lásd 4.3.3) – túlnyomórészt a humuszrészecskéken adszorbeálódnak, a KF értéket legtöbbször a talaj szervesanyag- (om) vagy szerves szén-tartalmára vonatkoztatva adjuk meg:

Kom = 100 (KF / % om)

Főként a van der Waals-erővel kötött apoláros molekulák esetén a Kom-érték a molekula méretével (a molekula felszínének nagyságával) arányos. Ennek köszönhetően a molekula bizonyos tulajdonságai alapján a Kom-érték jó közelítéssel számítható (4.17 táblázat).

4.17 táblázat: Néhány szerves szennyező vegyület kísérleti úton meghatározott (e) és számított (b) log Kom-értékei, valamint a molekulafelszíne SM (Forrás: Sabijc, 1987)

A poláros molekulák esetében – a különféle kapcsolódási lehetőségek miatt – ez az összefüggés kevésbé használható. A részecskék felszínén végbemenő adszorpció mellet a reaktív molekulák és bomlástermékeik, mint pl. a dihidroxi-toluol (I), és a diklór-anilin (II), beépülhetnek a humuszanyagok (III) szerkezetébe:

Mivel a talajszennyező szerves anyagok erősen kötődnek a humuszhoz, a felszín közeli talajrétegekben nagyobb a koncentrációjuk. A levegővel szállítódó szennyezőanyagok (atmoszférikus imisszió) esetében gyakran már a talaj felszínén levő elhalt növényi szervesanyag-réteg is jó szűrőként funkcionál. Mivel ez a réteg számos mikroorganizmus táplálkozásának alapanyaga, ezért az anyagkörforgásban akkor is akkumulálódhatnak a szennyezőanyagok (bioakkumuláció, biomagnifikáció), ha az ásványi talajokon egyébként koncentrációjuk nem, vagy alig mérhető. A szennyezőanyagok a talaj mélyebb rétegeibe a talajművelés, a bioturbáció útján (lásd 4.4.4), és a nehézfémet megkötő talajszemcsék és oldott humuszanyagok belső eróziója révén juthatnak. Az intenzív csapadékot követő gyors beszivárgás során a szerves szennyezők és a növényvédő szerek (PCB, atrazin) – főként a humuszban szegény talajokban – egészen a talajvízszintig eljuthatnak.

A szennyezőanyagok és a talajlakó szervezetek

Bioturbáció, lebontás és átalakítás. A talajlakó szervezetek által végzett szállító, lebontó és átalakító tevékenységnek, valamint a mobilizációnak és az immobilizációnak kiemelkedően nagy ökológiai jelentősége van. A szennyezőanyagok hatása a talajlakó szervezetekre közvetlen vagy közvetett, reverzibilis vagy irreverzibilis, rövid vagy hosszú távú, valamint többé vagy kevésbé szelektív lehet. A perzisztens szerves anyagok, valamint a szervetlen szennyezők (pl. nehézfémek) gyakran az elhalt növényi szerves anyagban és a talaj felső rétegében dúsulnak fel. Idővel azonban a mélyebb talajrétegekben is nagyobb szennyezőanyag-tartalom mérhető. Ez egyrészt fizikai-kémiai transzportmechanizmusoknak, másrészt az (elsősorban a földigiliszták által végzett) bioturbációnak tudható be. A szervetlen szennyezők nem bomlanak le, hanem vegyértékük, ezzel pedig toxicitásuk változik meg (pl. Hg) vagy kémiailag átalakulnak (pl. NH3 molekulából NO3--ion képződik).

A mikroorganizmusok lebontó tevékenységének köszönhetően a talajok általában nem tartalmaznak nagy mennyiségű szerves szennyezőanyagot. A szennyezőanyagok tulajdonságaiktól és mennyiségüktől függően eltérő ütemben mineralizálódnak. Meg kell azonban jegyezni, hogy a biológiailag aktívabb talajokban a lebomlás gyorsabban végbe megy, mint a kisebb biológiai aktivitással rendelkezőkben. A hidrofil vegyületek általában gyorsabban mineralizálódnak, mint a hidrofóbok. Még a viszonylagosan perzisztens szerves szennyező anyagok sem tudnak hosszútávon a mikrobiológiai lebontásnak ellenállni. A kevésbé klórozott PCB-vegyületek gyorsabban bomlanak le, mint a klórral jobban telítettek (pl. Aroklor vegyületek). Az ásványi olajok nagyfokú illékonyságuknak, valamint gyakran jó lebonthatóságuknak köszönhetően ritkán okoznak visszafordíthatatlan talajkárosodást. A szénhidrogén típusú talajszennyezők lebontással szembeni ellenálló képessége a molekula nagyságával és a kémiai szerkezet komplexitásával a következő sorrendben növekszik: paraffinok < naftalin < olefinek < aromás vegyületek. Nagymértékű kőolajszennyezés esetén a növényzet károsodhat, mert a szennyezés miatt a talajban anaerob körülmények alakulnak ki, ami a talaj redoxipotenciáljának és mikrobiális lebontási folyamatainak megváltozását okozza; az említett változások pedig a nehézfémek jobb oldhatóságát eredményezik.

Immobilizáció és mobilizáció. A szennyezőanyagok felvétele a talajból, illetve azok fitotoxikus hatása függ az adott szennyezőanyag fajtájától és koncentrációjától, a növény specifikus tulajdonságaitól, valamint a talaj jellemző adottságaitól. Ez különösen nagymértékben érvényes a nehézfémekre. A kétszikű növények általában több nehézfémet akkumulálnak szervezetükben és a szennyezésekre is érzékenyebben reagálnak, mint az egyszikűek. A növény gyökerei szűrőként funkcionálnak, ezért a nehézfémek bennük sokkal inkább feldúsulnak, mint a hajtásban (pl. levelek). A növények a hajtásszerveikben több nehézfémet tartalmaznak, mint a reproduktív szervekben (pl. magvak, termések). A növények nehézfém-felvételét mindenekelőtt a talajoldat koncentrációja határozza meg, melynek nagysága elsősorban nem a talaj összes nehézfém-tartalmától, hanem sokkal inkább a talaj tulajdonságaitól függ. A talajlakó szervezetek részt vesznek a növények nehézfém-felvételében, a nehézfémek mobilizációjában és immobilizációjában, csakúgy, mint a szilárd és a folyékony fázis közötti egyensúly kialakításában. A földigiliszták mészmirigyei által kiválasztott mész révén a járataik falán növekszik a pH-érték és ezáltal csökken a nehézfémek felvehetősége. Ezzel ellentétben, a gyökérzónában élő mikroszervezetek által termelt savak csökkentik a pH-értéket, ami a nehézfémek mobilizálódásához vezet. A mikroorganizmusok képesek a nehézfémeket sejtfalaikban elraktározni és átmenetileg hatástalanítani.

4.29 ábra: Salátanövények szárazanyagának Cd- és Zn-tartalma (mg kg-1) Glomus mikorrhiza fajokkal történő átszövődés és ennek hiánya esetén, különböző trágyázási szinteken. 0 = nincs trágyázás; 1 = műtrágya; 2 = istállótrágya; 3 = szemétkomposzt; 4 = szennyvíziszap (Forrás: Schüepp és mtsai, 1987)

A mikorrhizagombák dúsan elágazó hífarendszere nagy abszorpciós felületet képez. A nyomelemhiányos és nehézfémekkel kis mértékben terhelt talajokon a mikorrhizával társult növények gyakran több nehézfémet (pl. cinket) vesznek fel, mint a nem mikorrhizás növények (4.29 ábra). Nehézfémekkel erősen szennyezett talajokon azonban a mikorrhizagombák gyakran meggátolják a nehézfém (pl. Cd) túlzott mértékű felvételét (4.29 ábra). A szerves anyagokat a mikroorganizmusok mineralizálják, melynek során a nehézfémek a mineralizáció mértékével arányos mennyiségben válnak szabaddá. A nehézfémek mind aerob, mind pedig anaerob körülmények között mobilizálódhatnak (4.30 ábra). A mobilizáció különösen a mikrobiális biomassza mennyiségének növekedése és a kiszáradt talaj újbóli nedvesedése esetén jelentősen növekszik. Kimutatták, hogy kéntartalmú szerves vegyületekből egyes baktériumok képesek cinket, kadmiumot, ólmot és rezet felszabadítani.

4.30 ábra: Kadmium mobilizációja a talajszuszpenzióban anaerob (a) és aerob (b) körülmények között. 1 = agyagos vályog, Cd-tartalom 69 mg kg-1; 2 = homokos vályog, Cd-tartalom 43 mg kg-1 (Forrás: Chanmugathas és Bollag, 1987)

A légszennyező anyagok és a savak hatása. A légszennyező anyagként számon tartott ózon hatására – a többi fotooxidáns vegyülethez hasonlóan – csökken a növény termése és az asszimilátumok transzportja a gyökér irányába. Ezzel egy időben a gyökér és a hajtás aránya általában kisebb lesz, aminek következtében a mikorrhizagombák kevesebb szénhidráthoz jutnak hozzá és így nem tudják kielégítő mértékben felvenni a vizet és a tápionokat. Ez mindenekelőtt az erdei fák vitalitásának csökkenését eredményezi. A légköri savak (H2SO4 és HNO3), valamint savképző anyagok (SO2, NH3, NOx és a halogén elemek, mint pl. F, Cl, Br és I) depozíciója gyorsítja a talaj savanyodását. A talajban az ammónia oxidációja során (nitrifikáció) további protonok szabadulnak fel. A talaj savanyodása csökkenti a mikrobiális biomassza mennyiségét (a csökkenés a baktériumoknál és a sugárgombáknál kifejezettebb, mint a gombáknál), a nitrogénkötődés és a nitrogén-mineralizáció, különösen a nitrifikáció mértékét, illetve a leadott szén-dioxid mennyiségét. A talajsavanyodás zavarokat okoz az elhalt növényi szerves anyagok lebontásában is.

A savak a talajlakó mikroorganizmusokra főként rövid időtartamon belül fejtik ki hatásukat. Hosszabb távon az elhalt növényi szerves anyagok bomlása gyorsabban is végbemehet. A nitrifikáció gátlása nagyobb ammónium/nitrát arányt eredményez. Mivel az ammónium felvétele során a növény gyökerei protonokat adnak le, a rizoszféra tovább savanyodik. A talaj elsavanyodása gyakran a talajfauna – különösen a földigiliszták – spektrumának beszűkülését eredményezi. Másrészről viszont a talaj savanyodásakor megjelennek a savtűrő szervezetek, így pl. bizonyos ugróvillás fajok (pl. Tullbergia krausbergi és Anurida pygmaea), valamint egyes Enchytrea-fajok (pl. Cognettia sphagenetorum).

A nehézfémek hatása. A nehézfémek nagy koncentrációban gátolják számos organizmus biomassza-fejlődését, valamint a talaj mikrobiális folyamatait és enzimaktivitását. Mind erdők talajain (4.31 ábra), mind mezőgazdasági hasznosítás alatt álló talajokon (4.32 ábra) bizonyított a nehézfémek negatív hatása.

4.31 ábra: a réz hatása a talaj mikrobiológiai paramétereire egy tűlevelű erdő szennyezett felső rétegében (Tyler, 1984 nyomán)

4.32 ábra: Nehézfémmel szennyezett talaj mikrobiológiai paraméterei tartós gyephasznosítás mellett (Pb 1 660 mg, Cd 14 mg, Cu 2 972 mg, Zn 3 176 mg kg-1 talaj) egy nem szennyezett referenciaterülettel összehasonlítva (Pb 37 mg, Cd 0,4 mg, Cu 45 mg, Zn 97 mg kg-1 talaj), százalékos eltérésben kifejezve (Kandeler és mtsai, 1992)

A nehézfémek negatív hatása nagyobb a nitrifikációnál, mint az ammonifikációnál (N-mineralizáció); valamint a szén mineralizációjánál a nitrogén-mineralizációhoz képest. Ezen kívül a kifejtett hatás nagyobb mértékben érinti a baktériumok számát és tömegét, mint a gombákét; továbbá az enzimprodukciót is negatívabban befolyásolja, mint az enzimaktivitást. A talaj mikrobiológiai aktivitása tehát érzékeny indikátorként szolgál a szennyezés mértékét becslő monitoringnál. Az egyes nehézfémek toxicitása specifikus és a következő sorrendben csökken: Hg > Cr, Mo, Co, Cd, Cu > Ni, Pb, Zn. Olykor a mikrobiális folyamatokat éppen a nehézfémek segítik azáltal, hogy a konkurens szervezeteket kiiktatják a toxikus ionok.

A talaj nagymértékű nehézfém-szennyezése általában a mikroorganizmusok és a talajlakó állatok spektrumának szűkülését okozza. Különösen a mikorrhizagombákat, valamint a Testacea fajokat (házas amőba) (protozoák), Enchytreákat, fonálférgeket, ugróvillásokat, egyes atkákat és futrinkákat, illetve földigilisztákat érinti e negatív hatás (4.18 táblázat).

4.18 táblázat: A réz hatása a Lumbricus rubellus-ra szennyezett homoktalajon, 6 hét elteltével (Ma, 1984 alapján)

A földigiliszták szervezetében a kadmium, a cink és a réz feldúsul, ezzel szemben az ólom-koncentráció a legtöbbször alacsonyabb, mint a talajban. A földigilisztákra különösen toxikus a réz-oxiklorid (szervetlen fungicid) és a karbendazim (szerves fungicid) hatóanyag, míg más növényvédő szerek kevésbé kritikusak. Az ugróvillásokhoz tartozó Orshesella cincta a nagymértékű ólomszennyezéssel szemben úgy képes védekezni, hogy az ólmot a bél epitélium-sejtjeiben megköti, majd szukcesszíven kiválasztja. Az ólom csupán nagyon nagy koncentráció esetén kerül be testének sejtjeibe. A nehézfémeket – mint pl. a cinket és a kadmiumot – a bazídiumos gombák gyakran nagy mennyiségben akkumulálják anélkül, hogy a termőtestükön bármilyen károsodás látható lenne. E gombák elfogyasztása azonban toxikológiai okok miatt meglehetősen problémás. A talaj nagymértékű és tartós terhelése nehézfémekkel a nehézfémekre toleráns egyedek szelekciójához vezethet. Így pl. a nagymértékű rézterhelés a rézre toleráns, a Penicillium és Paecilomyces nemzetségekhez tartozó gombák szelekcióját okozza. A tolerancia-mechanizmusok alapja szerves szennyezők esetében a fokozott lebontás, míg a nehézfémeknél a kicsapási és komplexképzési reakciókban történő inaktiválás.

A szennyezők hatásának ökotoxikológiai értékelése hasonló a növényvédő szerekéhez (lásd 4.3.2). Ennek során irreverzibilis és reverzibilis reakciókat különböztetünk meg. A hosszú távú káros hatások általában több problémát okoznak, mint a rövid távúak (4.18 ábra). Egyes talajmikrobiológiai folyamatok, mint pl. a mikorrhizával történő átszövődés, a nitrifikáció, a nitrogén megkötése vagy a mineralizáció, ökológiai jelentősége különösen nagy (4.10 táblázat). A talajban élő mikroorganizmusok és állatok spektrumának beszűkülését meglehetősen nehéz értékelni, viszont végül is ökológiailag relevánsabb következtetést vonhatunk le belőle, mintha a többitől izolálva csak egy-egy részfolyamatot elemeznénk. Például különféle következtetések levonására ad módot a fitopatogén és a szaprofita mikroorganizmusok egyensúlyának megbomlása, a szervezetek szukcessziója és az ettől elválaszthatatlan anyagáram elemzése. Belátható például, hogy az ökorendszer biodiverzitásának szűkülése egyúttal az ökoszisztéma stabilitásának és puffer-kapacitásának csökkenését is jelenti.