Talajvédelem Dr. Farsang, Andrea

Talajvédelem Dr. Farsang, Andrea

Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Talajvédelem Dr. Farsang, Andrea Szerzői jog © 2011 Pannon Egyetem Környezetmérnöki Intézet


Tartalom 1. A talaj szerepe a környezeti elemek rendszerében. ......................................................................... 1 2. Talajaink értékelése a XXI. században: Talajminősítés, földértékelés ........................................... 3 2.1. A hazai földértékelési rendszer: az Aranykorona-értékelés ............................................... 3 2.2. A „100 pontos” rendszer .................................................................................................... 4 3. A talaj fejlődése, a talajtulajdonságok csoportosítása időbeli változékonyságuk alapján. .............. 6 3.1. A talajtulajdonságok időbeli változása ............................................................................... 7 3.2. A talajtulajdonságok tér-, és időbeli változási tendenciái Magyarországon, talajmonitorozás. Talaj Információs és Monitoring Rendszer (TIM) .................................................................... 7 4. Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. .............................................................................. 10 4.1. A hazai talajok állapota .................................................................................................... 11 4.2.. A mezőgazdasági tevékenység hatásai. Kemizálás hatása a talajra, talajvízre ................ 16 4.3.. A szennyvíziszapok mezőgazdasági hasznosítása ........................................................... 17 4.4.. A közlekedés és ipari eredetű talajszennyezések ........................................................... 19 5. A talajszennyezés megítélése a talajtulajdonságok függvényében. Határérték rendszerek .......... 22 6. A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata. .......................................... 26 7. Termőföld kivonás, a termőterületek más célú hasznosítása. Magyarországi tendenciák. .......... 31 7.1. A művelésből kivont területek arányának és területének változása Magyarországon ...... 33 8. A technogén és antropogén talajok jellemzői ............................................................................... 34 8.1. Az antropogén talajok osztályozása ................................................................................. 35 9. A talaj, mint védendő természeti érték. A talajok „vörös könyve”. .............................................. 38

iii Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az ábrák listája 1.1. A talaj, mint nyílt rendszer és alrendszerei (forrás: Szabó I. nyomán, 2008) .............................. 2 3.1. A talaj tulajdonságok térben változnak ........................................................................................ 6 3.2. Talajvédelmi Információs és Monitoring rendszer Magyarországon (forrás: Várallyay et al, 2008) 8 4.1. A talajdegradációk térbeli kiterjedése Magyarországon (forrás MTA TAKI, 1997) ................. 11 4.2. Szerkezetes talaj aggregátumai .................................................................................................. 14 4.3. A talajszennyezés forrásai ........................................................................................................ 17 4.4. Magyarország ólomterhelési térképe (Árkosi és Buna, 1990) ................................................... 21 5.1. A talaj elemtartalom toxikusságának megítélése koncentrációfüggő ........................................ 22 6.1. A kockázati hányados minősítése (Forrás: Dankó et al., 2004) ................................................. 27 6.2. Nehézfém terhelés: expozíciós utak az emberig ........................................................................ 27 6.3. RISK v.4.0 kezdő oldal .............................................................................................................. 29 7.1. A fölhasználat változása Magyarországon 1990 és 2007 között (Központi Statisztikai Hivatal, 2007 adatai alapján szerk.) ........................................................................................................................ 32 8.1. Példa szelvények a technogén talajokra ..................................................................................... 36 9.1. A talajok „vörös listájának” kritériumai és indikátorai (Bosch, 1988 alapján) .......................... 38

iv Created by XMLmind XSL-FO Converter.

A táblázatok listája 4.1. A talajdegradáció típusai és következményei (Stefanovits, Michéli 2005) ............................... 10 4.2. A talajtermékenységet gátló tényezők területi kiterjedése Magyarországon (A savanyú kémhatású erodált területek és a felszín közeli savanyú kémhatású tömör kőzet csak az egyik tényezőnél megjelenítve) (Várallyay Gy. alapján) .............................................................................................. 11 4.3. A vizsgált elemek különböző koncentrációi (ppm) a különböző kőzetekben és a kontinentális kéregben (Merian, 1984 nyomán) ..................................................................................................... 16 4.4. Az M7 út mentén vett talaj (0-10 cm) és gyepnövény (hajtás) minták összetételének változása az úttól való távolság függvényében (Kádár, 1995) ..................................................................................... 20 5.1. Egyes elemek áttekintése potencális toxicitás, ill. élettani hasznosságuk alapján a növényi és állati táplálásban (Alkalmazott rövidítések: En = növények számára esszenciális, Eá = állatok számára esszenciális, Tn = növények számára toxikus, T á = állatok számára toxikus) (Merian, 1984 után módosítva) ........................................................................................................................................................... 22 5.2. Nehézfémmel terhelt talaj tolerálható Cd, Zn és Pb tartalma különbözô talajparaméterek függvényében (Fiedler, Rösler, 1993 alapján) ................................................................................. 23 5.3. A fémek (”összes” kioldható) és félfémek szennyezettségi határértékei földtani közegre (mértékegysége: mg/kg szárazanyag)(A = háttér koncentráció; B = szennyezettségi határérték; *k = a kimutathatósági határ értéke ............................................................................................................ 24 8.1. Példák a Technosoloknál alkalmazható előtag minősítőkre (FAO, 2006) ................................. 36 8.2. Példák a Technosoloknál alkalmazható utótag minősítőkre (FAO, 2006) ................................. 36

v Created by XMLmind XSL-FO Converter.

1. fejezet - A talaj szerepe a környezeti elemek rendszerében. A talaj egy sajátos természeti képződmény, mely a litoszféra, hidroszféra, bioszféra és troposzféra határán helyezkedik el, működésében azokkal szoros kapcsolatot mutat. Dinamikus rendszer, mely fizikai, kémiai és biológiai kölcsönhatások színtere. Jelentősége multifunkcionális tulajdonságában rejlik – a növények és részben az állatok élőhelye; hő-, víz-, növényi tápanyagforrás és raktár; detoxikáló, puffer- és szűrőrendszer; feltételesen megújuló energiaforrás, a világörökség része. Földünk talajtérképe igen nagyfokú mozaikosságot mutat, hiszen a talaj, mint fontos tájökológiai alrendszer szoros funkcionális és szerkezeti kapcsolatban áll a többi alrendszerrel, így bármely alrendszernek a megváltozása közvetlen hatással van a talajtakaróra is (Keveiné, 1998). Várallyay György megfogalmazásában a talaj egy háromfázisú, négydimenziós, heterogén polidiszperz rendszer. Ebben a bonyolult rendszerben két egymással összefüggő és egymást kiegészítő alrendszer különül el egymástól: egy biotikus alrendszer, amely az élőszervezeteket foglalja magába és egy abiotikus alrendszer, amely az élettelen anyagok összessége (Filep, 1999) (1. ábra). Legfontosabb tulajdonságának a termékenysége tekinthető, amelyet a talaj humusztartalma biztosít. A talaj-élőlény rendszer fő és sok esetben az egyetlen forrása a tápanyagoknak, nyersanyagoknak, amelyek fontosak és nélkülözhetetlenek az emberiség számára. A talaj az exogén hatásokkal szemben egyensúlyra törekvő dinamikus rendszer. Az egyik természetes funkciója az egyes anyagok megkötése, lebontása és átalakítása (Keveiné, 1998). Ezt a tulajdonságát az ember is kihasználja, amikor a saját hulladékát, szennyvizét és esetenként vegyi anyagokat is a talajban helyezi el. A talaj korlátozottan áll rendelkezésre, termőterületeink területi kiterjedése rohamosan zsugorodik. Hatalmas értékű talajfelületeket használunk fel évente ipari, települési, úthálózati célokra. A nem megfelelő talajhasználat és agrotechnika (művelés, trágyázás, növényvédelem) erózióhoz, talajpusztuláshoz vagy szennyezéshez vezethet. Az antropogén hatások, és a talajműködést befolyásoló környezeti tényezők a talaj egyensúlyának felborulásához, a termőképesség fokozatos kimerüléséhez vezethet (Tardy et al, 2005). Regenerálódása hosszú éveket, évszázadokat vehet igénybe, hiszen lassú fizikai, kémiai és biológiai természeti folyamatok hozzák létre a termőföldet. A talaj tehát a levegőhöz és vízhez hasonlóan védelmet igényel! Hazánkban a talaj törvényi védelem alatt áll, mégpedig a talaj természetének megfelelően kettős védelem alatt: a környezetvédelmi és a természetvédelmi törvénykezés a természeti környezet más elemeivel együtt védi a talajt. Az 1994. évi LV. törvény a termőföldről megállapítja, hogy a talajvédelem célja a termőföld termékenységének és minőségének megóvása, fizikai, kémiai és biológiai romlásának megelőzése, illetőleg elhárítása. A talaj védelme az állam és a földhasználó, illetve a beruházó és üzemeltető közös feladata. A talajvédelmet közvetlenül a földhasználó valósítja meg. A Földtörvény megkülönbözteti a termőföld mennyiségi (földvédelem)és minőségi (talajvédelem) védelmét. A törvény értelmében a földhasználó köteles a termőhely ökológiai adottságaihoz igazodva a földhasznosítás, a termesztéstechnológiai és talajvédelmi beavatkozások összehangolásán alapuló olyan talajvédő gazdálkodást folytatni, amely a külön jogszabályokban meghatározott természetvédelmi, környezetvédelmi, vízvédelmi, közegészségügyi és állategészségügyi követelményeket is figyelembe veszi. Földhasználó kötelessége továbbá a gondjaira bízott területen a talajszennyezés megakadályozása, valamint pl. beruházások, üzemeltetés ill. a termőföld más célú felhasználása esetén a termőréteg megmentése. Állam feladatai: • talajok minőség szerinti nyilvántartása • a talaj minőségi változásainak nyomon követése, mely célból információs monitoring rendszert működtet (TIM 1992-) • talajvédelemmel kapcsolatos engedélyezési és hatósági feladatok ellátása, bírságolás • fejlesztési tevékenység szervezése (környezetkímélő, új technológiák támogatása – pályázati rendszer) Az 1995. évi LIII. Környezetvédelmi törvény (1995. évi LIII. Törvény a környezet védelmének általános szabályairól) célja a környezet elemeinek és folyamatainak védelme, a fenntartható fejlődés környezeti feltételeinek biztosítása. A rendelkezés a környezeti elem fogalmába sorolja: föld, víz, levegő, élővilág, ember 1 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

A talaj szerepe a környezeti elemek rendszerében. által létrehozott épített környezet. A törvény fontos megállapításokat tesz a talajvédelemmel kapcsolatban is, melyek többek között az Előzetes Környezeti hatástanulmány és a Részletes Környezeti Hatástanulmány tartalmi vonatkozásainál jelenik meg. Talajtani szempontból az EKHT és az RKHT az alábbi információkat kell, hogy tartalmazza: • A terület igénybevétel és a területhasználat megváltozásának adatait • A talaj jellemzése multifunkcionális tulajdonságai alapján • Tevékenységből származó talajszennyezés feltárása, megszüntetés, kármentesítés lehetőségei • Prioritási intézkedési tervek • Remediációs megoldások ismertetése.

1.1. ábra - A talaj, mint nyílt rendszer és alrendszerei (forrás: Szabó I. nyomán, 2008)

2 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

2. fejezet - Talajaink értékelése a XXI. században: Talajminősítés, földértékelés A termőföld – a mező- és erdőgazdálkodás területein – olyan anyag- és energiarendszer, amelynek formája, keretei a talajtól, az éghajlattól és hidrológiai ciklusoktól, értéke, minősége pedig az elért, vagy elérhető terméshozamoktól függ (Dömsödi, 2006). Egy jó talajértékelési-rendszer kritériumai a következők: egyszerű, hatékony, használható és érthető legyen. Az ország legkülönbözőbb és az egymástól legtávolabb fekvő összes talajféleségéről, azaz mezőgazdasági termőhelyről egy egységes állapotképet adjon, ami lehetővé teszi a különböző termőhelyi adottságú és különböző fajtájú agrártermelésre használt területek objektív összehasonlítását. A talajértékelési rendszerrel szemben fontos elvárás az is, hogy a területek lehető legtöbb paraméterének a figyelembevételével hiteles információt szolgáltasson. Számoljon a területeken fellelhető talajok típusával és sajátságaival, kialakulásukra ható bonyolult összetett folyamatokkal. Számoljon a mezőgazdasági termeléssel összefüggő gazdasági viszonyok helyzetével, s az azt befolyásoló külső és belső környezeti tényezőkkel. Fontos, hogy a mind nagyobb problémát okozó antropogén hatás, a talaj degradáltsági foka is kellő hangsúlyt kapjon az értékelő rendszerben (Kocsis, 2006). A talajtani tudomány fejlődése és a földértékelés mindenkor szoros kapcsolatban állt. A fejlődés több vonalon párhuzamosan ment végbe, alapját a talajtani szakemberek által végzett talajtérképezés, a természetföldrajzban kibontakozott komplex tájkutatás és a közvetlenül gyakorlati célú tájrendezés eljárásainak tökéletesedése jelentette. A magyarországi termőföldek minőségének nyilvántartására igen korán, még a tudományos igényű talajtérképezés megszületése előtt kísérletet tettek.

2.1. A hazai földértékelési rendszer: az Aranykoronaértékelés A földnyilvántartás legkorábbi előzménye a II. József elrendelte kataszteri felmérés volt, melynek munkálatai 1786-ban meg is kezdődtek. Az ideiglenes kataszter 6 művelési ágra és 3-5 földminőségi osztályra terjedt ki. Állandó földadókataszter bevezetését Ferenc József rendelte el 1849-ben. Majd a kiegyezés után a magyar mezőgazdaság föllendült, a föld értéke megnövekedett. Most mát elkerülhetetlen megadóztatásához minőségének pontos kimutatása szükségessé vált. A földadó kivetése céljából az 1875/VII. törvénycikk olyan rendszer kidolgozásáról rendelkezett, amely a földminőségét általánosan elfogadható mutatóval jellemzi, és országos kataszter készítését is előírta. Bár kezdetben még forintban fejezte ki a föld kataszteri értékét, később akkori monarchiai pénzegységben „Koronában” adták meg. A pénz értékének romlását követően „búza-egyenérték”-ben, majd 1924-ben „aranykoronában” határozták meg, melyet jelenleg aranykorona–rendszerként ismerünk (Dömsödi J. 1996). A földadót a következőképpen határozta meg: a koronában kifejezett, kataszteri tiszta jövedelem 20%-a, illetve az 1924.-dik évi módosítás után 25%-a. A kataszteri tiszta jövedelem eredeti értelmezése pedig így hangzott: „A föld tiszta jövedelmének vétetik a közönséges gazdálkodás mellett tartósan nyerhető középtermésnek értéke, levonván belőle a gazdálkodási rendes költségeket.” A rendszer bevezetésekor talajtérképek még nem voltak, ezért megvalósításakor a mintateres felmérés módszere mellett döntöttek. Ennek az volt a lényege, hogy mivel a földminőséget a kataszteri tiszta jövedelem becsléséhez kapcsolták, a felméréshez az országot 12 kataszteri részterületre kellett osztani, azon belül pedig becslőjárásokat kellett kijelölni. Egy-egy becslőjárás igen különböző méretű területet foglalt magába: a legkisebb egyetlen község határát jelentette, a legnagyobba azonban 51 település mezőgazdasági területe is beletartozott. Átlagos nagyságuk 80 100 ezer ha volt (Stefanovits, 1999).


Talajaink értékelése a XXI. században: Talajminősítés, földértékelés A becslőjárásokon belül 7 művelési ágat különbözettek meg: szántót, kertet, rétet, legelőt, szőlőt, erdőt és nádast. Minden becslőjárásban, minden művelési ágra minőségi osztályokat állapítottak meg, számuk legfeljebb 8 lehetett. Ezek mindegyike 1 Kataszteri hold, azaz 1600 bécsi négyszögöl (= 0,5754 ha) területű volt. Kiválasztásuk a talaj tulajdonságai alapján, de nem tudományos alapon történt. Az akkori szakemberek összesen körülbelül 70 ezer mintatér leírását készítették el, meghatározva a rajtuk elérhető átlagos terméshozamokat. Az átlagos terméshozamok kiszámításakor a szántóterületeken 6 év, szőlő esetében 15, erdőre 25 év, a többi művelési ág tekintetében pedig 10 év értékeit vették figyelembe. Minőségi osztályonként megállapították, hogy átlagos gazdálkodási színvonal és ráfordítások mellett mekkora tiszta jövedelmet lehetett elérni. Megbízható összevetésre csak egyazon becslőjáráson belül volt mód, hiszen országosan még azonos minőségi osztályban is jelentős mértékben szóródtak az aranykorona-értékek (Sipos A. – Szűcs I. 1992). Például: I. osztályú szántó: 11,10 ak/ha – 62,60 ak/ha; I. osztályú szőlő: 13,90 ak/ha – 146,00 ak/ha Ezzel együtt a rendszer a maga korában igen fejlettnek számított, amit az is bizonyít, hogy a természeti viszonyok felmérésén túllépve, még a közgazdasági értékelés bizonyos elemei: a ráfordítások szintje, és a piacokhoz viszonyított fekvés is helyet kaptak benne. Eredeti célja szerint igazságosabbá volt hivatott tenni a föld adóztatását. Később egyre szélesebb körben alkalmazták: alapja lett a földjáradék megállapításnak, amelyet a termelőszövetetekbe bevitt földek után kártérítésként fizettek, kisajátításkor, földcserekor pedig az aranykoronaértékből számították a föld megváltási árát. A század elején a terméseredmények még elsősorban a föld minőségétől függtek. Azóta az aranykoronarendszer közgazdasági elemei változatlanok maradtak, annak ellenére, hogy a termelés közgazdasági tényezői jelentősen átalakultak, jelentőségük pedig megnőtt. Az ingatlan-nyilvántartásba mindvégig az eredetileg bejegyezett aranykorona-érték szerepelt, kivéve, ha jelentős aránytalanságra derült fény. Például legalább 2 minőségi vagy legalább 8 ak/ha eltérést észleltek a valóságos értéktől. Az 1990-es években a kárpótlási törvény értelmében a magánosításkor továbbra is aranykoronában kellett megjelölni a földterületek értékét. Ugyanakkor a szakemberek túlnyomó része egyetért abban, hogy ez a rendszer már rég túlhaladottá vált. A legfőbb érvek a következők: • Nem tartalmazza a talajtan tudományos eredményeit, azokra nem alapoz • A földek termőképessége (a művelés, a talajerózió- és savanyodás vagy a meliorációs beavatkozások hatására) az ország különböző részein eltérően változott, ezért országos összehasonlításra nincs mód. • A művelésmód és a termesztett növényfajták genetikai hozamképessége jelentősen átalakult. • Az aranykorona-rendszerben a közgazdasági tényezők elválasztatlanul összekapcsolódtak az ökológiaiakkal. • A szállítás jelentősége az árutermelés, a szakosodás elterjedésével párhuzamosan megnőtt, a szállítási irányok módosultak. Számos piaci vonzáskörzete kisebb-nagyobb részével együtt a trianoni határ túloldalára került. • Nem veszi figyelembe, hogy a városkörnyéki területek földhasználata átrendeződött, annak belterjessége módosult, legtöbbször megnövekedett. Mindezek ellenére az aranykorona-rendszer felváltására irányuló törekvések, és egy korszerűbb földértékelési rendszer bevezetése mind ez idáig nem jártak sikerrel.

2.2. A „100 pontos” rendszer Mindezen hiányosságokat kívánja orvosolni a Fórizsné, Máté és Stefanovits által kidolgozott „100 pontos” rendszer, mely az Aranykorona-rendszer felváltására kidolgozott, tudományos, talajtani ismeretekre építő módszerként jelent meg az 1970-es években. A rendszer összetevői: talajértékszám + termőhelyi értékszám + közgazdasági tényezők.


Talajaink értékelése a XXI. században: Talajminősítés, földértékelés A természeti viszonyokat kifejező talajértékszám, valamint termőhelyi értékszám a földértékelésnek csak egyik oldala, a másik pedig a közgazdasági tényezőket kifejező értékszám. Csak e kettő együttesen képes a föld valós értékét egészében kifejezni (Stefanovits et al, 1999). A talajértékszám érzékelteti a talaj termékenységét, amely 1-től 100-ig terjedő pontértékkel közelíti meg a talajminőségben fennálló különbségeket. Ahhoz azonban, hogy a természeti viszonyok összességének hatása kifejezésre jusson, a talajértéken kívül az éghajlati, a domborzati és a hidrológia viszonyok számba vételére is szükség van. Ezek együttesen a termőhelyi értékszámot adják meg. A talajértékszám meghatározásának célja a talajtermékenységben fennálló viszonylagos különbségek kifejezése, éspedig azon termékenységi szinten, amelyet a fogatos szántáson és az istállótrágyázáson alapuló növénytermesztés képviselt. Ez az állapot a talajok alaptermékenységének felel meg (Fórizs J.-né, Máté F., Stefanovits P. 1971). A különböző termékenységi szintek értelmezéskor a szakemberek abból indultak ki, hogy ezek az emberi tevékenység különböző mértékű és irányú hatásának eredményeként alakulnak ki, és ennek alapján különböztethetők meg. A természetes termékenység egyrészt a természetes növénytakaró által produkált szervesanyag-tömeget, a biomasszát jelenti, amely kifejezhető g/m2-ben egy évre vonatkoztatva, másrészt mezőgazdasági számításokban az ősi növénytakaró felváltása után az első szántóföldi növény által elért termést vagy terméseket (Stefanovits et al, 1999). Az alaptermékenység vetésforgó gazdálkodás keretében, istállótrágyázással mint tápanyag-utánpótlással és sekély vagy középmély fogatos szántással nyert termeléssel jellemezhető. Ez az állapot jellemezte a talajok termékenységét az 1930-as évekig. Aktuális termékenység a jelenleg általánosan használt műtrágyaféleségek mindenkori adagjai, a talajviszonyok által megkívánt talajművelés és az esetleges talajjavítás alkalmazásával elért tényleges termések többéves átlaga, mind szárazgazdálkodás esetén, mind pedig öntözött viszonyok között. Az optimális termékenység azt az átlagtermést jelenti, amely az összes gazdaságosan alkalmazható és a terülten indokolt melioráció alkalmazásával érhető el. Potenciális termékenység az a többéves termésátlag, amely jelenlegi ismereteink szerint az adott viszonyok között eredményesen alkalmazható meloratív eljárások összességének bevezetésével érhető el (Stefanovits et al, 1999). A talajértékszám meghatározásának alapja a talajok altípusa, a végleges talajértékszám kialakításakor pedig az egyes változatok, az egyszerűen mérhető talajtulajdonságok képezik a korrekciók alapját. Az altípus szerint szabják meg a talajpont érték alsó illetve felső határát, a változati tulajdonságok viszont pontok alapján módosítják a pontértéket (Stefanovits et al, 1999). A módszer minden genetikai talajaltípusra megállapította a lehetséges maximális talajértéket, a vizsgált talajféleségre optimális esetben ez 100 pont volt. Majd a domborzat terén meghatározták a lejtőszöget és a kitettséget, és ennek, illetve az éghajlati viszonyoknak figyelembevételével korrekciók történtek. Minden községre meghatározták, hogy az ország öt éghajlati körzetének melyikébe tartozik, s ez a besorolás jellemezte átfogóan a klímaadottságokat (Szász G. 1979). 1981-től 1988-ig a földhivatalok munkatársainak részvételével folyt a termőhely-minősítés, ideiglenesen jórészt mintateres módszerrel. Az ország 60%-ára elkészült az értékelés.


3. fejezet - A talaj fejlődése, a talajtulajdonságok csoportosítása időbeli változékonyságuk alapján. A talaj időbeli változása, fejlődése kapcsán több szakaszt különíthetünk el. Az első szakasz az un. talajképződés, mely során a talajképző kőzetből kialakul a talaj. Ezt a talajfejlődés különböző intenzitású szakaszai követik, mely következményeként a talajtípusok egymásutánisága jön létre. A talajban lejátszódó folyamatok egymással szoros összefüggésben, meghatározott sorrendben, az egyes talajképző tényezők függvényében alakulnak. A domináns folyamatok ill. a talajra jellemző folyamattársulások megváltozása új talajtípus kialakulásához vezet. A folyamatok, folyamattársulások változása több talajképző tényező módosulására vezethető vissza, mint pl. a terület használat ill. a természetes növénytakaró megváltozása, vagy a vízháztartás megváltozása pl. klímaváltozás stb. A domináns talajképző folyamatok térben akár kis távolságon belül is nagy változatosságot mutatnak (3.1. ábra).

3.1. ábra - A talaj tulajdonságok térben változnak

A talajban lejátszódó folyamatok ellentétpárokat alkotnak és egymással dinamikus egyensúlyban vannak. Ilyen folyamatpárok pl. (Stefanovits et al., 1999) a következők: • szerves anyag felhalmozódása - szerves anyag elbomlása • a talaj benedvesedése - a talaj kiszáradása • kilúgozás - sófelhalmozódás • agyagosodás - agyagszétesés • agyagvándorlás - agyagkicsapódás • oxidáció - redukció • savanyodás - lúgosodás • szerkezetképződés - szerkezetromlás


A talaj fejlődése, a talajtulajdonságok csoportosítása időbeli változékonyságuk alapján. E folyamatok a talajfejlődés során un. folyamattársulásokat alkotnak, s ezáltal befolyásolják a talajképződés irányát. A talajfejlődés során több szakasz különíthető el. Az első szakasz az un. szűken vett talajképződés, mely során a talajképző kőzetből kialakul a talaj. Ezt a talajfejlődés követi, amely során talajtípusok egymásutánisága következik be. A folyamattársulás megváltozása tehát egy új talajtípus kialakulásához vezet.

3.1. A talajtulajdonságok időbeli változása A talaj legfontosabb fizikai, kémiai, biológiai és morfológiai tulajdonságai térben és időben változnak. A talajtulajdonságok időbeli változása három féle lehet: • Rendszeres periodikus változás (pl. talaj hőmérséklet, talaj CO2 tartalom, tápanyag tartalom stb.) • Bizonyos irányba ható trendszerű változások (pl. szervesanyag felhalmozódás, agyagosodás, agyag bemosódás, sófelhalmozódás stb.) • Véletlenszerű változások (pl. szennyezések, emberi tevékenység által befolyásolt paraméterek) A talaj tulajdonságainak időbeli változékonysága, a változás időtartama különböző lehet: • Néhány óra alatt bekövetkező változások (pl. talaj hőmérséklet, nedvesség tartalom stb.) • Néhány hónap alatt bekövetkező, ún. évszakos változású (pl. tömődöttség, biológiai aktivitás, sótartalom, pH stb.) • Évtizedek alatt bekövetkező változás jellemző (pl. szervesanyag tartalom, kiválások, konkréciók kialakulása stb.) • Évszázadok alatt alakul ki (pl. ásványi összetétel, a talaj mechanikai összetétele, az egyes rétegek színe stb.) A talaj tulajdonságainak változását más, talajvédelmi szempontból különösen fontos szempontból is értékelhetjük. Megkülönböztetünk: • visszafordítható (reverzibilitása) (pl. kémhatás változása), valamint • nem visszafordítható (irreverzibilis) változásokat (pl. szerkezetromlás, porosodás).

3.2. A talajtulajdonságok tér-, és időbeli változási tendenciái Magyarországon, talajmonitorozás. Talaj Információs és Monitoring Rendszer (TIM) A Talaj Információs és Monitoring (TIM) rendszer célja a talajkészletek térbeli helyzetének jellemzése és a talajállapot időbeni változásainak nyomon követése. A TIM az ország egész területére kiterjed, művelési ágak, tulajdonjog és egyéb szempontok szerinti korlátozások nélkül. A TIM keretében megfogalmazott célokat a termőföldről szóló 1994. évi LV. Törvény talajvédelemről szóló VI. fejezete is tartalmazza: „Az állam kialakítja és működteti a talajok minőség szerinti nyilvántartásának rendszerét talajtérképek és egyéb információs adatbázisok formájában. A talajok minőségi változásainak folyamatos figyelemmel kísérésére mérő, megfigyelő, ellenőrző és információs rendszert működtet. Az állam a mérések, megfigyelések és ellenőrzések tapasztalatai alapján gondoskodik a termőföld minőségének kedvezőtlen alakulását megelőző országos jogi, gazdasági és műszaki szabályozó illetve érdekeltségi rendszer kialakításáról.” A TIM állapot felvételezésére 1992-ben került sor. A mérőhálózat 1236 pontot foglal magába, amelyek kisebb természetföldrajzi egységek reprezentatív területein kerültek kijelölésre. Valamennyi mérési ponton meghatározták a talajszelvényre, a talajszelvény genetikai szintjeire vonatkozó jellemzőket. A talajjellemzőket időbeni változékonyságuk szerint induláskor egy alkalommal, majd egy, három és hatévenként vizsgálják. A monitoring pontok kiválasztásánál cél volt, hogy reálisan és természethűen jellemezzék az ország talajviszonyait. Ezért az 1236 pontból 865 található mezőgazdasági területen (70%), 182 erdővel borított területen (15%), 189 pedig speciális problematikus területen (15% S pontok) (Szabóné K.G., Pálmai O., 2005).


A talaj fejlődése, a talajtulajdonságok csoportosítása időbeli változékonyságuk alapján. S pontok például: • degradálódott területek (főként mezőgazdasági területeken a természeti erők és/vagy az emberi tevékenység következtében létrejött degradációs folyamatok, mint pl. szél és víz okozta erózió, savanyodás, sófelhalmozódás, szikesedés, tömörödés, talajszennyezés stb.) • ivóvízbázisok hidrogeológiai védőterületein • tavak, tározók vízgyűjtőin • erősen szennyezett ipari és agglomerációs körzetekben • szennyvíziszap-, szennyvíz-, hígtrágya-elhelyező mezőgazdasági területeken • közlekedés által érintett területeken • hulladék és veszélyes hulladék lerakóhelyek környezetében • katonai létesítmények környékén • természetvédelmi területek • roncsolt felületek (felszíni bányászat által roncsolt felszínek, rekultivált meddőhányók stb.) • környezeti szempontból érzékeny területeken (pl. védett területek pufferzónája) A talaj állapotértékelése szempontjából végzett vizsgálatok 4 fő csoportba oszthatók: • évente (pl. pH, nitrit, nitrát) • 3 évente (pl. humusztartalom, P, K, Ca, Mg) • 6 évente (pl. toxikus anyag tartalom) • valamint esetenkénti, egyedileg elvégzett mérések Az ország területén található TIM mintaterületek elhelyezkedéséről a 3.2. ábra tájékoztat.

3.2. ábra - Talajvédelmi Információs és Monitoring rendszer Magyarországon (forrás: Várallyay et al, 2008)

Az állapotfelmérés és az első vizsgálati adatsorok eredményeit 1997-ben hozták nyilvánosságra. Ez alapján megállapítható, hogy a toxikus elemek esetében:


A talaj fejlődése, a talajtulajdonságok csoportosítása időbeli változékonyságuk alapján. • a minták 1-2%-ában magasabb a Ni érték a határértéknél, • messze 1% alatti a határértéket meghaladó Cu-tartalom, • a határértéket közelíti a Pb és Cd tartalom a minták egy kis részénél, ami egyértelműen antropogén hatásra enged következtetni, • egyetlen mintában sem éri el a határértéket a Cr, Co, valamint • az ország bizonyos területein magasabb az As-tartalom, ami geokémiai feldúsulást jelent (FM, 1997).


4. fejezet - Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. Az emberi tevékenység talajképződésre, talajfejlődésre gyakorolt hatása, mint módosító tényező vehető figyelembe. E hatás sok esetben pozitív, gondoljunk csak a talaj vízháztartásának javítására, a talajtermékenység megőrzésére tett erőfeszítéseket, vagy a talaj pusztulása elleni talajvédelmi beavatkozásokra. A talajt érő antropogén hatások azonban kedvezőtlen hatásokkal is járnak. A talajdegradáció összetett folyamat,mely a talaj tulajdonságokban és a talajra jellemző folyamatokban visszafordítható vagy visszafordíthatatlan változásokat eredményez, csökken a talajtermőképessége, korlátozza a normál talaj funkciókat. A talajdegradáció lehet fizikai, kémiai, biológiai. A degradációt okozhatja természetes hatás, vagy emberi aktivitás. Az ember talajra gyakorolt hatása közvetett és közvetlen módon is jelentkezhet. Közvetett hatás lehet pl. az atmoszférán keresztül jelentkező hatások, úgymint a kémiai összetételének (CO 2, SOx, NOx, CH4 tartalom) megváltozásával, nehézfém és egyéb ipari szennyező kibocsátásával, vagy lebegő anyag tartalmának megváltoztatásával. Közvetett hatás érheti a talajokat a talajvíz kémiai összetételének, a vízszint mélységének változtatásán keresztül is. A bioszférában bekövetkező változásokra is érzékenyen reagál a talaj, gondoljunk pl. a természetes növénytakaró módosítására (erdőirtás, túllegeltetés). A közvetlen hatások pl. a termőterület csökkentése a területek más célú hasznosításával, a talajok szennyezése, vagy egyéb fizikai, kémiai ill. biológiai degradálása (4.1. táblázat). A hazai talajokat érő legfontosabb talajdegradációs folyamatok az alábbiak: • Víz és szél általi talajerózió • Talajsavanyodás • Szikesedés • Szerkezet romlás, tömörödés, porosodás. • Extrém vízháztartási aszályérzékenység.

viszonyok:

túlnedvesedés

kockázata

megnő,

belvizek,

elmocsarasodás,

• Biológiai degradáció: szervesanyagtartalom csökkenése, talajbiota elszegényesedése, a természetes biológiai aktivitás visszafordíthatatlan változása. • Kedvezőtlen változás az elemek biogeokémiai körforgásában, mint pl. a tápanyagháztartás megváltozása, a kilúgozási folyamatok erősödése, biotikus, abiotikus immobilizáció. • A talaj pufferkapacitásának csökkenése, • Talajszennyezés, környezeti toxicitás.

4.1. táblázat - A talajdegradáció típusai és következményei (Stefanovits, Michéli 2005) Hatás

Mód

Következmény

Fizikai

Talajelhordás, talajlefedés, Művelhetőség, vízgazdálkodás, talajtömörítés, talajlazítás, levegőzöttség, növényfejlődés talajvízszint változása romlása, vízerózió és szélerózió veszélye


Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. Légköri savas ülepedés, Savanyító hatású műtrágyák, Szikesedés, Tápanyagmérleg torzulás, Elárasztás, Nehézfém szennyezés, Növényvédőszerek, kőolaj származékok, sugárzó anyagok talajba juttatása

Kémiai

Biológiai

Erdőírtás, idegen növény- és állatfajok betelepítése, őshonos növény és állatfajok kipusztítása, beavatkozás a táplálékláncba

Savasodás, mocsarasodás, tápanyaghiány, talajmérgezés

szikesedés, tápanyagterhelés, nitrátosodás,

Humuszminőség romlása, víz-, szélerózió, a célállapottal ellentétes növényállomány, állatvilág degradációja, génkészletpusztulás, biodiverzitás csökkenés

4.1. A hazai talajok állapota A magyarországi talajok környezeti állapotát a talajsavanyodás, a szikesedés, a fizikai degradáció, a szélsőséges vízháztartás, a humusz és tápanyag készlet csökkenése, a talajerózió, valamint a talajszennyezettség alapján jellemezhetjük (4.1 ábra, 4.2. táblázat).

4.1. ábra - A talajdegradációk térbeli kiterjedése Magyarországon (forrás MTA TAKI, 1997)

4.2. táblázat - A talajtermékenységet gátló tényezők területi kiterjedése Magyarországon (A savanyú kémhatású erodált területek és a felszín közeli savanyú kémhatású tömör kőzet csak az egyik tényezőnél megjelenítve) (Várallyay Gy. alapján) Talajtermékenységet tényezők

gátló

főbb A mező- és erdőterületek %-ában

Magyarország összterületének %ában

Nagy homoktartalom

8,9

8,0

Savanyú kémhatás

9,3

8,4

Szikesedés

9,0

8,1

a

mélyebb 2,9

2,6

Nagy agyagtartalom

7,5

6,8

Láposodás, mocsarasodás

1,9

1,7

Szikesedés talajrétegekben


Erózió

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. 17,4 15,6

Felszínközeli tömör kőzet

2,6

2,3

Összesen:

59,5

53,5

A talajdegradációk legfontosabb következményei: • a táj változatosságának csökkenése • az ökológiai és technikai korlátok fellépése következtében a táj értékének csökkenése • a talaj értékének, termőképességének csökkenése: csökkenő fitomassza produkció, romlanak a növények ökológiai feltételei, csökken a talaj termőképessége • talaj tisztítási költségek szennyezés esetén • talaj- és termőfelület-veszteség • zavarok a talaj normális funkcióiban, a talaj multifunkcionalitásának csökken • nehezebb mezőgazdasági hasznosíthatóság, növekvő termelési, befektetési költségek: • rövidebb időtartam az agrotechnikai műveletek időben és megfelelő minőségben történő energiatakarékos elvégzéséhez (nagyobb géppark igény, csökkenő lehetőségek kapcsolt gépsorok alkalmazására, növekvő energiaigény); • növekvő vízpótlás (öntözés) és vízelvezetés (drénezés) igény; • nagyobb műtrágyaszükséglet (nagyobb műtrágyaveszteségek, rosszabb műtrágya-érvényesülés); • káros környezeti mellékhatások: • növekvő aszályérzékenység; • belvizes, pangó vizes területek növekedése, tározók és csatornák eliszapolódása; • felszíni lefolyás növekedése – fokozódó árvízveszély; • felszíni- és felszín alatti vízkészletek fokozódó szennyezése; • tájrombolás • kockázatos anyagok felhalmozódása és azok megjelenése az élelmiszerekben (élelmiszerbiztonság). A talajsavanyodást tekintve a hazai talajok 20%-a gyengén, 18%-a közepesen, 8%-a erősen savanyú. A talajsavanyodás főbb okai: • a légköri savas ülepedés • a különböző ipari melléktermékek és hulladékok okozta savanyodás • helytelen műtrágya használat • A műtrágyák egy részének vizes oldata savanyú: szuperfoszfát, ammónium-szulfát. • A műtrágya kationjai megkötődhetnek a kolloid felületén. Kationcsere játszódik le, mely során protonok jutnak a talajoldatba, ami a savanyúságot fokozza. • A műtrágyák feloszthatók fiziológiailag semleges, savanyú és lúgos hatású trágyaféleségekre. Oka: a tápanyagot tartalmazó vegyületekben v. kation, v. anion formában fordul elő a tápanyag. Ezt a tápanyagot a


Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. növény felhasználja. Ily módon savanyít: ammónium-szulfát, kálium-klorid, kálium-szulfát, ammóniumklorid. Lúgosít pl. a kálcium–nitrát, nátrium-nitrát műtrágya féleség. • Az ammónia nitrifikációja is hozzájárul a talaj elsavanyodásához. Magyarországon mintegy 1 millió hektáron (összterület több mint 10%-án) van szikes talaj, vagy jelentkezik szikesedési (másodlagos) folyamat (5. ábra). Szikes (szolonyeces) a talaj ha a kicserélhető Na meghaladja az S érték 5%-át. (Gyengén szikes 5-10 %, közepesen 10-20 %, erősen 20 %<). Sós (szoloncsákos) a talaj, ha a vízben oldható összes só tartalom > 0.05 %. A másodlagos szikesedést helytelen emberi tevékenység, elsősorban a helytelenül végrehajtott öntözés ill. esetenként a nem megfelelő minőségű öntözővíz okozhatja. A szikesedés, ill. a magas sótartalom káros hatásai a következők lehetnek: • gyenge termékenység, • lúgos kémhatás • a talaj adszorpciós felületén a Na+ ionok dominálnak, ami rossz fizikai tulajdonságok kialakulásához vezet (szikes talaj víz hatására szétiszapolódik, víznyelő és vízvezető képessége csökken) • belvízkár, padkásodás kialakulása • művelhetőségük mind nedves, mind száraz állapotban problémás • az agyagásványok mozoghatnak, széteshetnek (szolonyec talajok, szologyosodás) • a foszfor Ca-foszfátok alakjában megkötődik • a talajban élő mikroorganizmusok aktivitása csökken • az eszenciális mikroelemek kicsapódnak oxid-hidroxid formában, felvehetetlenné válnak. Távlati cél, hogy a jó termékenységű táblákba ékelt szikes foltok területe csökkenjen, valamint a gazdaságtalanul javítható szikes területeknek más funkciót keresni. Javíthatóságuk feltétele: a szikesedést kiváltó és fenntartó tényezők hatásának megszüntetése (felszínhez közeli szikes – sós talajvíz, szikes öntöző- ill. csurgalékvíz) vízrendezéssel, a kilúgozás lehetőségének megteremtése, valamint az adszorbeált nátrium ionok mennyiségének csökkentése. A fizikai degradáció alatt a talaj szerkezeti leromlását, úgymint tömörödését, felszíni eliszapolódását, cserepesedését, porosodását értik. Az állapot felmérések szerint hazánk talajainak közel 23%-a gyengén, 18%-a közepesen és 13%-a erősen érzékeny a szerkezet leromlásra és tömörödésre. A talajok többségének jellegzetes szerkezete, struktúrája van. A talaj szilárd fázisát alkotó ásványi részecskék (ún. elemi szemcsék) különböző erők és kötőanyagok hatására aggregátumokká tapadnak össze. A 0.002 mmnél nagyobb szemcsék képezik a szerkezeti egységek vázát, az ennél kisebb méretű szerves és ásványi kolloidok a vázrészek összeragasztásában vesznek részt. A legjellemzőbb kötőanyagok a szerves anyagok (valódi humuszanyagok szerepe fontos a stabil szerkezet kialakításában), az agyagásványok (főként a humuszban szegény vályog és agyag talajok szerkezetképzésében van szerepük, nem tartós talajszerkezet, porosodik, víz hatására szétesik), a vas- és alumínium hidroxidok (pl. réti talajok, erdő talajok), valamint a kalcium-karbonát (pl. csernozjom talajok). A talajszerkezet kialakulását módosító fizikai hatások az alábbiak: • Átfagyás - olvadás (a rögök aprózódnak) • Duzzadás – zsugorodás (agyagos talajoknál kiszáradás különböző mélységű és keresztmetszetű repedéseket eredményez, a talaj tömegében kisebb nagyobb tömbök különülnek el) • Gyökérzet


Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. • Talajművelő eszközök (hatásuk összetett) • Csupán mechanikai nyomással (tömörítéssel) nem lehet stabil, vízálló aggregátumokat előállítani. A kialakult talajszerkezetet értékelhetjük a szerkezeti elemek alakja és kifejlettsége alapján (morfológiai szerkezet), az aggregátumok mérete alapján (agronómiai szerkezet), a szerkezeti elemek vízzel és mechanikai hatásokkal szembeni ellenálló képessége alapján, valamint a pórustér sajátosságai alapján. Szerkezetes talaj, ha kisebb nyomással egymáshoz hasonló formájú aggregátumokra bontható (4.2. ábra).

4.2. ábra - Szerkezetes talaj aggregátumai

Magyarországon 2000-ben a szántó területek 50%-án jelentkezett valamilyen fokú tömörödés, ami 1,4 millió ha földterületet érint (Birkás et al. 2000). Tömörödést kiváltó tényezők: • Természetes tényezők (pl. túlzott csapadék bőség, belvíz) • Nedves talajon járás, taposás • Többször ugyanabban a mélységben történő művelés (tárcsatalp: 16-20 cm, eketalp: 22-25 cm, 28-32 cm, 3840 cm). A művelőtalp-tömörödés a rendszeresen bolygatott réteg alatt képződik. Típusai az eszköz alapján különíthetők el: • tárcsatalp: 16-20 cm, • eketalp: 22-25 cm, 28-32 cm, 38-40 cm. A tömörödés mértéke (enyhe, közepes, súlyos) és a deformált réteg kiterjedése a nyomóerőtől, a deformáció ismétlődésétől és a nedvesség tartalomtól függően változik. Súlyos esetben a tömörödés a talaj felszínére és a mélyebb rétegekre egyaránt kiterjed (Birkás et al 2004., Gyuricza 2001). A 3-4 cm, és az ennél vastagabb tömör réteg a növénytermesztés kockázatát már növeli. Az ún. „eketalp betegség” tünet együttese az alábbiakkal jellemezhető: • a tömörödés során a talaj háromfázisos rendszeréből mechanikai stressz hatására kiszorul a levegő • nő a talaj adott rétegének térfogattömege • porozitás csökken • vízáteresztő képesség csökken • gyökérfejlődés akadályozott 14 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. • termés csökken • művelési költségek nőnek. A fizikai talajdegradáció másik jellemző típusa a porosodás. Túl száraz talajművelése (tárcsa, borona) felaprózza a szerkezeti elemeket, elporosítja a talajt, ami a talaj defláció érzékenységét növeli. A jó szerkezetű talajokban az 1 mm-nél nagyobb morzsák dominálnak. A leromlott szerkezetű talajokban magasabb a por frakció (<0,25 mm) aránya. A rendszeresen művelt talajra jellemző folyamatokról (morzsásodás, rögösödés, vagy porosodás) a talaj agronómiai szerkezet állapota, vagyis a rög (> 10 mm), a morzsa (0,25-10 mm) és a por (<0,25 mm) aránya tájékoztat (Buzás, 1993). Amikor a por aránya 25-30%-nál több, érzékeny, degradált talajról beszélünk. A 7580%-os morzsaarány jó klímastressz tűrő állapotra utal. A növekvő por- és rögarány (pl. 10-ről 30-40-50%-ra), valamint a csökkenő morzsaarány (pl. 70-ről 50-40%-ra) kockázatos, ill. igen kockázatos minősítést jelent (Birkás et al. 2010). A porosodott feltalajú defláció érzékeny területeken 2-3 éves földhasználat után a feltalajban elveszik az • agyagfrakció 10-30%-a, • humusztartalom 35-40%-a, • nitrogén tartalom 35-40%-a, • foszfor tartalom 10-12%-a, • kálium tartalom 8-10%-a. Felmérések szerint hazánk talajainak 43%-a kedvezőtlen vízgazdálkodású, amit a nagy homoktartalom vagy az agyagtartalom, vagy szikesedés, láposodás, esetenként a sekély termőréteg okoz. Ezen területek a szélsőséges időjárási helyzetekre szélsőségesen reagálnak, aszályérzékenyek ill. éppen ellentétesen belvizesedés, mocsarasodás jelentkezik rajtuk. A globális klímaváltozás előrejelzései számos kérdésben lényegesen eltérnek, egy pontban azonban a vélemények megegyeznek, miszerint a szélsőséges időjárási helyzetek valószínűsége, gyakorisága, mértéke, tartama egyaránt növekedni fog (Mika, 1996; Várallyay, 2008; Láng et al., 2007; Nováky, 2007). Ennek számos kedvezőtlen gazdasági, környezeti, ökológiai és szociális következményével kell szembenéznünk. Bármely szélsőséges időjárási helyzet kialakulásával, az éves csapadékmennyiség csökkenésével vagy növekedésével is számolunk a jövőben, következményként megnőhet a talajok ár- és belvíz, valamint aszályérzékenysége. A hőmérséklet, valamint a felszínre érkező csapadék mennyiségének, eloszlásának és intenzitásának változása jelentősen befolyásolhatja a talaj hő-, víz- és tápanyagforgalmát, tehát termékenységét is (Hernádi et al, 2008). A szélsőségessé vált klíma (hő- és csapadékstressz) ráirányította a figyelmet az eddigi, talajra nézve inkább káros talajművelési gyakorlat hibáira. A globális klímaváltozás folyamatának, tüneteinek felismerésétől a talajművelésnek fontos feladata többek között a nyári talajművelés klímakockázatának csökkentése is, a hő- és csapadékstressz, a vízvesztés, a kiszáradás ellenszereinek kidolgozása és alkalmazása (Birkás et al. 2010). A kutatások rávilágítanak, hogy a korábban a célként kitűzött növénynek kedvező talajállapot (pl. poros magágy) kialakítása hosszú időszakot vizsgálva káros eredménnyel járhat, hiszen növeli a szerkezetromlás, az elporosodás, s a defláció érzékenység veszélyét. A VAHAVA jelentés kapcsán (Láng et al. 2007) fontos talajvédelmi előrelépés történt, hiszen a talaj minőségét, klímaérzékenységét a növénytermesztés jövőbeni esélyeit alapvetően meghatározó tényezők közé sorolták. A talaj elemforgalmát mezőgazdaságilag művelt területen számos tényező befolyásolja (Farsang, Barta 2004). A tápanyagtőke csökkenése elsősorban a termesztett növények elemkivétele, valamint a kilúgozási folyamatok révén következik be. Az intenzív talajművelésnek és nem megfelelő agrotechnikának, valamint a klímaváltozás eredményezte szélsőséges időjárási helyzeteknek köszönhetően azonban a talajok tápanyagmérlegében egyre jelentősebb komponens lehet a kora tavaszi növényborítás -mentes időszakban a defláció általi elhordás is. Ez jelentős részben a homok fizikai féleségű talajokat érinti, de az intenzív talajművelés következtében leromlott, porosodott szerkezetű csernozjom talajok is egyre inkább veszélyeztetettek (Birkás et al, 2010). Neemann (1991) becslései szerint egy erős szélesemény alkalmával talajtípustól és a feltalaj tápanyag tartalmától függően 15 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. akár 10─162 kg ha-1 N, 30─246 kg ha-1 P2O5, 27─237 kg ha-1 K2O, 35─210 kg ha-1 MgO, és 115─642 kg ha-1 CaO hatóanyagban kifejezett tápanyagvesztés is sújthatja a mezőgazdasági területeket. Rendkívül fontos gazdasági és környezetvédelmi tényezőről van tehát szó, ha meggondoljuk, hogy Magyarországon a potenciális széleróziós veszélyezte tettség alapján az ország területének 26,5 %-a erősen veszélyeztetett, míg a közepesen veszélyeztetett területek aránya meghaladja a 40%-ot (Lóki J. 2003).

4.2.. A mezőgazdasági tevékenység hatásai. Kemizálás hatása a talajra, talajvízre A talajban mért elemtartalom eredete sokrétű lehet. Megkülönböztetünk geogén (4.3. táblázat), pedogén és antropogén eredetű elemtartalmat. Előfordulhat, hogy tisztán geogén (pl. talajképző kőzet eredetű) elemtartalom is meghaladja a talajra vonatkozó hatályos egészségügyi határértékeket (pl. érclelőhelyek közelében, fémekben gazdag ún. metallifer vagy szerpentin talajok találhatók.). Az antropogén szennyezőanyagok származhatnak • pontszerű forrásokból, mint pl. • Ipari területek (felszín alatti üzemanyag tartályok) • Kommunális hulladéklerakók • Balesetek (pl. közúti baleset), valamint • Nem pontszerű forrásokból • Szennyvíziszap, komposzt kihelyezés • Műtrágyák, peszticidek • Közlekedés • Állati eredetű hulladékok • Légköri kiülepedés • Szedimentáció.

4.3. táblázat - A vizsgált elemek különböző koncentrációi (ppm) a különböző kőzetekben és a kontinentális kéregben (Merian, 1984 nyomán) Mn

Fe

Co

Ni

Cu

Zn

Cd

Pd

Agyagpala 850

48000

19

68

45

95

0,13

22

Mészkő

700

15000

2

15

4

32

0,165

5

Gránit

325

20000

4

7

13

50

0,09

32

Gneisz

600

33000

13

26

23

65

0,10

16

Bazalt

1390

86000

48

134

90

100

0,10

3,5

42000

19

45

35

69

0,10

15

Kontinentá 800 lis kéreg

A nem pontszerű forrásból származó és nagy területeket érintő elemforrásnak a műtrágya kijuttatás tekinthető (4.3 ábra). A trágyázás célja a növények tápelem ellátása, a talajok termékenységének megőrzése, a termések szinten tartása vagy növelése, a termésminőség javítása. Trágyázással pótoljuk a növények termése által talajból elvont tápelemeket. A tápanyag-utánpótlás történhet szerves és műtrágyákkal. Trágyázással, a trágyák évenkénti kijuttatásával, elsősorban a következő terméshez szükséges tápelemeket biztosítjuk, javítjuk az aktuális ellátottságot. A trágyázás a múlt században Liebig tanításai nyomán vált tudományosan megalapozottá. Liebig felismerte a növények ásványi táplálásának szükségességét, s megalkotta 16 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. az úgynevezett minimumtörvényt. Liebig munkásságát az ezredfordulón Mitscherlich fejlesztette tovább. Mennyiségi összefüggést állapított meg a tápanyagadagok és a termés nagysága között. A műtrágyákban a különféle tápelemek jórészt, vagy teljes egészükben víz-, vagy gyenge savakban oldható formában vannak jelen, s csak viszonylag kisrészük nehezen oldható. A növények a műtrágyák hatóanyagait közvetlenül, vagy bizonyos átalakulás után veszik fel a talajoldatból. A különféle műtrágya hatóanyagok mindaddig amíg oldatban, vagy adszorbeált állapotban vannak jelen a talajban, megfelelő körülmények esetén ki vannak téve a kimosódás, illetve erózió-defláció okozta veszteségnek, s ily módon szennyezhetik a környezetet. A vegyszerek használata a mezőgazdaságban elsősorban két területen a talajerő-gazdálkodásban és növényvédelemben terjedt el. A műtrágyák nemcsak pótolják a talajból elvont növényi tápanyagokat, mint a szerves trágyák, hanem növelik is azok mennyiségét. A környezetre elsősorban a talajból kimosódott és a talajvízbe vándorló nitrogén hat károsan, egyrészt a felszíni vizek eutrofizálódását okozza, másrészt a kutak és az ivóvíz nitráttartalmát növeli. A kötődni nem tudó foszfor- és kálium-műtrágyák hatóanyagainak növények által fel nem vett része is kilúgozódhat, vándorol a talajvizekkel, szennyezi a kutakat, folyókat, tavakat. Másik része a felszíni erózióval ill. deflációval érheti el a felszíni vizeket. A nagy adagú műtrágyázás a kálcium kilúgozódásának fokozásával a talaj elsavanyosodásához vezethet hosszabb távon. A műtrágyázott területen a gyomnövények is jobban fejlődnek, emiatt intenzívebbé és gyakoribbá válik a mechanikus növényápolás, illetve a kémiai növényvédelem. Az előbb felsorolt hátrányok mellett azonban hangsúlyozni kell, hogy a műtrágyákról az emberiség táplálékszükségleteinek biztosítása érdekében jelenleg nem mondhatunk le, hiszen a növények tápanyagszükségletét- a szén, a hidrogén és az oxigén mellett fő tápanyagokat, nitrogént, foszfort, káliumot továbbá nyomelemeket csak így elégíthetjük ki. A műtrágyák különböző nehézfémeket is tartalmazhatnak. A legtöbb szennyezőanyag elsősorban a szuperfoszfát nyersanyagaiban található, mint kísérő elem. A szennyező anyagok mennyisége a lelőhelytől függően változik. A különféle mikroelemtartalmú műtrágyák kijuttatása mindig csak kis mennyiségben történik, így közvetlenül nem jelentenek komoly potenciális veszélyt felszíni és talajvizeinkre. Kimosódásuk, talaj és felszíni vizeinkbe való kerülésük nagyobb mértékben elsősorban erózió következtében lehetséges.

4.3. ábra - A talajszennyezés forrásai

4.3.. A szennyvíziszapok mezőgazdasági hasznosítása A szennyvíziszapok számos ipari, építőipari hasznosítása ismert, mégis a legelterjedtebb hasznosítási módszer a mezőgazdasági területen való elhelyezés. Ennek az oka, hogy korán felismerték, hogy a biológiai eredetű szerves és ásványi anyagokat tartalmazó iszap a talajba kerülve növeli annak termékenységét, ráadásul a jövőben még nagyobb mennyiségben keletkező iszap fogadására elsősorban a mezőgazdaság a legalkalmasabb. A szennyvíziszapok mezőgazdasági hasznosításának legfontosabb korlátozó tényezői azok nehézfémtartalma (Hackler, 2007).


Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. A szennyvíziszap mezőgazdasági elhelyezésnél mennyiségi határérték megszabása nem indokolt, mivel a kísérletek alapján az iszapterhelés felső határát, nem a hidraulikus, vagy a szárazanyag terhelés határozza meg, hanem az iszappal a talajba juttatott tápanyagok (elsősorban N) és a nehézfémek mennyisége, és ez mindig az adott iszap összetételétől függ. A terhelést tehát minőségi határértékek alapján kell meghatározni (Vermes, 1997). Az iszapnak kedvező hatásai is vannak a talaj tulajdonságaira (Vermes, 1997): • növeli a talaj nedvességtartalmát, víztartó képességét, szerves anyag tartalmát • csökken a talaj térfogatsűrűsége, tömörsége • az iszap talajba helyezése növeli a növényi tápanyagtartalmat • szerves anyagai révén növeli a talaj kation cserélő képességét, ami a nehézfémek adszorbeálásában játszik nagy szerepet • az iszapban lévő nagyszámú mikroorganizmus aktivizálja a talajban a mikrobiális tevékenységet, ezzel hozzájárul a talajélet kialakulásához és serkentéséhez Az iszappal a talajba került foszfor és a nitrogén jelentős része a felső művelt talajrétegekben felhalmozódik. Kísérletekkel megállapították, hogy a nitrit és nitrát mennyisége az iszapterhelések növelésével emelkedik a mélyebb talajrétegekben is, nagyobb terhelés esetén nitrogén kimosódással kell számolni. A szennyvíziszappal a területre kijutatott nehézfémek mennyisége jelentős lehet (Vermes, 1997). Juste és Mench (1992) tíz évnél hosszabb szennyvíziszap-elhelyezési kísérletek eredményeit értékelve megállapították, hogy az iszapból származó nehézfémek a termőtalajok felső rétegeiben akkumulálódtak, a mélyebb rétegekbe történő lemosódásukkal gyakorlatilag nem kellett számolniuk. Ezenkívül megállapították, hogy a mezőgazdasági növények általában kevesebb nehézfémet vettek fel a talajból, mint amennyi a szennyvíziszapok nehézfémkoncentrációjából következett volna. Ez a pH megemelkedésével és a talajba kerülő nehézfémek kötésformáinak megváltozásával magyarázható (Simon et al., 2000). A pH és a nehézfém mobilitás kapcsolatáról általában elmondható, hogy a talajoldatban nő a felvehető formák mennyisége a pH csökkenésével, ezért a legtöbb országban a 6,5 pH alatti értékeket tekintik kockázatnövelő küszöbértéknek (Tamás, 1998). A hazai vizsgálatok eredményeit tekintve elmondható, hogy a magyarországi szennyvíziszapokat elsősorban Zn, Cr, Mn, Pb szennyező forrásként kell figyelembe venni, de az iszap-elhelyezési előírásokat betartva hosszabb ideig tartó iszapelhelyezés sem eredményez káros méretű nehézfém-felhalmozódást a talajokban (Tamás és Filep, 1995). A mezőgazdasági iszapelhelyezés esetén nem a hasznosítás a cél, hanem a folyamatos és biztonságos elhelyezés, vagyis a szennyvíziszap elhelyezése és hasznosítása nem a mezőgazdaság feladata, de a mezőgazdaság sokat tehet ennek a környezetvédelmi problémának a viszonylag gazdaságos megoldása érdekében (Vermes, 1998). A szennyvíziszapok mezőgazdasági hasznosításának szabályaival az 50/2001. (IV.3) Kormányrendelet ill. a /2008. (II.26.) Korm. rendelet foglalkoznak. A szabályozás célja, hogy a szennyvizek és szennyvíziszapok mezőgazdasági felhasználása szakszerű legyen, a hasznosítás ne gyakoroljon káros hatást a környezeti elemekre, az emberre, állati és növényi szervezetekre. A rendelet értelmében mezőgazdasági területen csak kezelt (biológiai, kémiai, hőkezelt) minimum 6 hónapig tárolt olyan iszapok hasznosíthatók, amelyeknek nehézfém- és egyéb szennyező anyag-tartalmuk megfelel a rendeletben előírtaknak. A rendelet tartalmazza azokat a feltételeket, amelyek teljesülése mellett a talaj alkalmas az iszap fogadására. Ezek a feltételek a következők: • a talaj pH értéke 5,5-nél magasabb • termőrétegének vastagsága 60 cm-nél több legyen • a terület lejtése ne haladja meg a 6 %-ot 18 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. • felszíne hóval nem borított, nem fagyott és nem telített vízzel • leiszapolható része 10-80 % közötti, a talaj nem lehet durva homok és nehéz agyag • a talaj (és az iszap) nehézfémtartalma ne haladja meg a rendeletben közölt határértékeket (mérgező elemek és károsanyagok megengedhető koncentrációja talajokban ill. az iszapban).

4.4.. A közlekedés és ipari eredetű talajszennyezések Az antropogén tevékenység hatására a bioszféra elemei a legkülönbözőbb anyagokkal szennyeződnek. Már évtizedekkel ezelőtt bebizonyosodott, hogy a nagyvárosok, ipari körzetek térségében a környezeti elemekben a nehézfémek feldúsulnak. Mivel a fémek biológiailag nem bonthatók le, a talajban és az élő szervezetekben akkumulálódni képesek, az utóbbi években a toxikus nehézfémek a figyelem középpontjába kerültek. Számtalan kutatást végeztek mind külföldön, mind hazánkban, melyek ipari létesítmények, belvárosok, ipari körzetek, bányák környezetében a növényekben és a talajban felgyülemlett nehézfémekkel foglalkoznak. Az utóbbi évek nehézfémekkel kapcsolatos kutatásainak eredményeiről összefoglalóan Csathó (1994) ad tájékoztatást. Már több mint 30 éve világszerte felfigyeltek arra is, hogy a forgalmas közutak mentén egyes elemek feldúsulnak. Kiterjedt kutatások tárgyát képezte a nehézfémek utak menti talajokban való feldúsulása, annak összefüggése a forgalommal, a benzinbe kevert adalékanyagokkal. Végeztek vizsgálatokat arra irányultan is, hogy az egyes nehézfémek milyen mélységbe jutnak le a talajban, ott milyen formában kötődnek és mobilizálódnak, milyen növények és növényi részek akkumulálják őket, és így hogyan juthatnak be esetlegesen a talaj-növény-állat-ember táplálékláncba. A környezetszennyezést okozó feldúsulás nemcsak olyan toxikus elemeket érint, mint a kadmium vagy az ólom, hanem az esszenciális mikro- és makroelemeket is (Szabó, 1998). Az esszenciális elemek is toxikus tüneteket válthatnak ki, ha a szükségesnél nagyobb koncentrációban vannak jelen (Láng, 2002). Paracelsus (1493-1541) így fogalmaz: „Minden anyag méreg, nincsen olyan anyag, ami ne lenne méreg. A dózis az, ami megszabja, hogy valami méreg-e vagy orvosság.” Ez a megfogalmazás helytálló, hiszen egy elem, még ha esszenciális is, egy optimális határkoncentráció felett mérgezővé válik. A különböző elemeknél mind más-más ez a határkoncentráció. Vannak olyan elemek, amelyeknél az optimális tápelem koncentráció tartománya viszonylag nagyobb (makroelemek), és vannak elemek, amelyeknél ez a tartomány nagyon szűk (mikroelemek). A nem esszenciális elemek a kritikus határkoncentráció alatt nem mutatnak hatást, viszont ez érték feletti koncentrációban már toxikus hatásúak. A közlekedésnek bizonyítottan nagy szerepe van az útkörnyezet nehézfémekben való feldúsulásában. A legtöbb vizsgálat az ólom útkörnyezetben való feldúsulására irányult, aminek több oka van. Egyrészt az, hogy az ólom humán- és állategészségügyi szempontból toxikus tulajdonsága köztudott, másrészt az, hogy az ólmot világszerte -és a közelmúltig hazánkban is- a motorbenzinhez kopogásgátlóként keverve a közlekedésben felhasználták. Ennek következtében extrém mennyiségű ólom kerülhetett a levegőbe az ólmozott benzinekből. A legáltalánosabban használt ólomvegyületek a benzin kompressziótűrésének fokozására az ólom-tetraetil és az ólom-tetra-metil voltak. Ezeknek az anyagoknak a motortérben való elégésével főleg ólomsók és fémólom kerültek ki az útkörnyezetbe (Árkosi és Buna, 1990). Nem csak az ólom, hanem más nehézfémek is származnak a közlekedésből. A cink és réz a fékbetétek és a súrlódó felületek kopásából ered, a kadmium a gumiköpenyek porladásából valamint egyes fém alkatrészek kopásából származik (Csathó, 1994). Az említett nehézfémek extrém mértékben feldúsulhatnak az utak közvetlen környezetében és az útpadkán, mivel ezek az anyagok kiülepedéssel, kicsapódással, lemosódással kerülnek ki a környezetbe. Az úttól távolodva fokozatosan csökken a növényzet és a talaj terhelése. Az utak menti talajok ólomtartalma és a járműforgalom nagysága között lineáris összefüggés van (Árkosi és Buna, 1990). Az ólomterhelés mértéke függ a gépjárművek sebességétől is, mivel nagyobb sebességnél nagyobb a motor üzemanyag-felhasználása és hőmérséklete (Fiedler és Rösler, 1993). A járművekből az útkörnyezetbe jutó ólom mennyisége legnagyobb mértékben viszont a motorbenzinhez kevert ólomadalékok mennyiségétől függ. Ezt felismerve megkezdték az ólommentes benzin kifejlesztését. Magyarországon a Magyar Olaj- és Gázipari Részvénytársaság (MOL Rt.) 1996-ban kezdte meg a 95-ös oktánszámú ólommentes üzemanyag forgalmazását, és 1997-ben megteremtették az ólmozatlan 98-as oktánszámú benzin gyártásának feltételeit is. Az ólmozott üzemanyagok használatát pedig 1999-ben betiltották (Naszradi et al. 2003). A forgalmas utak nehézfém-szennyezettségének vizsgálatával számos magyarországi kutatás foglalkozott. Kádár (1995) ismerteti az M7-es autópálya nehézfém-terhelését távol eső területek háttérszennyezéséhez 19 Created by XMLmind XSL-FO Converter.

Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. viszonyítva (4.4. táblázat). A vizsgálatokat 1991 októberében kezdték el. Az M7 autópálya 56 km-es szakasza mentén a talajok felső 10 cm rétegét mintázták és 15-20 fúrás anyaga reprezentált egy átlagmintát. Az uralkodó szélirányt figyelembe véve az útpálya DK-i oldalán jelölték ki a mintavételi helyeket az úttól 1, 5, 10, 30, 100 m távolságban. Az utak mellett található növényzetet is mintázták. Növényi mintákból az összes elemtartalmat határozták meg cc. HNO3 + cc. H2O2 feltárást követően. A háttérszennyezést a vidéki kísérleti telepeik szántói és szántóföldi növényei képviselték. Az M7 autópálya mentén vett talajminták vizsgálatainak eredményeit a szennyezetlen vidéki szántók vizsgálatainak eredményeivel összehasonlítva arra az eredményre jutottak, hogy a közlekedés nyomán a Na, Pb, Zn, P, Cu, és Cd elemek a talajban feldúsulnak. Az úthoz közeli területeken, főleg az útpadkán ugrásszerűen nőhet ezen elemek koncentrációja. A növénymintákat megvizsgálva is hasonló eredményeket kaptak, bár a dúsulási faktor eltér a talajban és a növényzetben, mivel a növényzet nem képes a terheléssel arányos elemfelvételre, de a szennyezettséget jól jelzi. A közlekedés kapcsán feldúsuló legfontosabb elemeket a következő táblázat szemlélteti az M7 út mentén vett talaj- és növényminták összetételének változásán, az úttól való távolság függvényében (4.4. táblázat).

4.4. táblázat - Az M7 út mentén vett talaj (0-10 cm) és gyepnövény (hajtás) minták összetételének változása az úttól való távolság függvényében (Kádár, 1995) Távolság az úttól, m

Na

Pb

Zn

P

Cu

Cd

mg/kg Talajelemzés: NH 4 - acetát + EDTA

1

567

411

412

246

25

0,58

5

47

38

14

75

10

0,19

10

37

22

13

55

13

0,17

30

124

24

55

5

10

0,17

100

86

15

14

52

11

0,16

SzD5%

226

175

290

118

12

0,11

Átlag

172

102

102

96

14

0,26

1

1145

77

111

2295

11

0,22

5

370

22

31

1105

5

0,10

10

228

22

33

1320

6

0,11

30

544

16

30

1790

6

0,11

100

200

17

30

1290

6

0,10

SzD5%

881

18

25

589

2

0,08

Átlag

517

31

47

1596

7

0,13

Növényelemzés: HNO3- feltárás

Kádár és munkatársai megállapítják, hogy a környezetszennyezés egyaránt érintheti az esszenciális és nem esszenciális, mikro- és makroelemeket is. Különös veszélyt jelent ez akkor, ha a feldúsulás valamilyen élettanilag toxikus elemet érint. A potenciális veszélyt növelheti az adott elem táplálékláncban való mozgékonysága és könnyű felvehetősége, vagy az a tény, hogy az elem az élő szervezetben lassan bomlik le, ott raktározódni képes. E tekintetben az Pb és Cd terhelés számíthat hosszú távon közellenségnek. Árkosi és Buna (1990) átfogó kutatást végeztek a hazai talajok közlekedésből származó ólomtartalmáról. Az ólom az utak környezetébe különböző méretű szilárd részecskék formájában kerül. Az emittált ólomrészecskék 50-70 %-a kisebb 5 µ-nál, 5-12 %-a kisebb, mint 1µ. A motortérből kikerült ólom nem egésze emittálódik a környezetbe, 20-30 %-a a gépjárművek kipufogórendszerében rakódik le. A kipufogógázból kikerült ólom a légtérbe kerül, ahol kiülepedéssel, kicsapódással, lemosódással kerül a talajra, növényzetre és vízrendszerekbe. A vízrendszerek adszorpció, abszorpció és kémiai reakciók útján szennyeződnek. A környezeti elemek kölcsönhatásban állnak egymással, így a levegőbe jutó ólomtól az útkörnyezet szinte minden eleme szennyeződik. Kutatásuk megállapítja, hogy a környezet ólomszennyeződése elsősorban az utak járműforgalmától függ, a környezet ólomszennyeződése arányosan követi a forgalomnagyság növekedését.


Az emberi tevékenység hatása a talajra. Talajdegradációk, a talajok mennyiségi és minőségi romlása. A talajok kémiai, fizikai és biológiai degradációja. Vizsgálták az ólomtartalom területi és vertikális eloszlását. Ez alapján megállapították, hogy légköri ólomszennyezettség szempontjából ólomimmissziós környezetnek számít az út menti 70 m széles sáv, 4-5 m magasságig. A talaj és növényzet vizsgálatával megállapították, hogy az úttól mintegy 25-50 m távolságig, 2025 cm talajmélységig kell jelentős ólomszennyezettséggel számolni. A környezet szennyezettségének kialakulását számos tényező -a környezet úthoz, az útpálya síkjához viszonyított helyzete, a domborzat, a növényzet általi lefedettség, a klimatikus viszonyok stb.- befolyásolja. Munkájukban ismertetik az Országos Környezetvédelmi Hatóság (OKTH) megbízásából 1981-1985-ig végzett, a hazai főbb közlekedési utak környezetének nehézfém-szennyezettségére irányuló kutatások eredményeit, és ismertetik Magyarország ólomterhelési térképét (4.4. ábra).

4.4. ábra - Magyarország ólomterhelési térképe (Árkosi és Buna, 1990)

A vizsgálatok eredményeképpen megállapították, hogy voltak helyek, ahol a szennyezettség a megengedett szennyezettségi értéket (100 µg/g) többszörösen is meghaladta. A vizsgálati időszakig kialakult nagy ólomtartalom annak a következménye, hogy korábban a benzin még igen nagy mennyiségben tartalmazott ólomadalékot.


5. fejezet - A talajszennyezés megítélése a talajtulajdonságok függvényében. Határérték rendszerek Toxikusnak tekintünk egy anyagot (kémiai elemet, vegyületeit, szerves anyagot), amennyiben káros hatást fejt ki talajra, növényre, állatra, emberre (5.1. táblázat). Adott elem esszenciális – toxikus volta, az adott talaj ill. vízszennyezés mértéke koncentrációfüggő (5.1. ábra).

5.1. ábra - A talaj elemtartalom toxikusságának megítélése koncentrációfüggő

Az adott elem hatását más elem/anyag jelenléte módosíthatja, toxikusságát csökkenti. Egyes antagonista hatású elemek túlsúlyba kerülve gátolják a többiek felszívódását (másodlagos hiány). Az egyik legfontosabb antagonista hatású elem a Ca, amely túlsúlyban gátolja a Zn, a Cu, a Mg felszívódását. Hasonló gátlás tapasztalható a Cu-S, valamint a Se-S viszonylatában. Elem antagonisták pl. Zn – Cd. Toxikusság függ az expozíciós időtől, azaz hogy rendszeres, tartós terhelésről, vagy egyszeri, akut hatásról van-e szó. Meghatározó a szennyezés megítélésében az, hogy >a káros anyag milyen formában van jelen: pl. metilhigany vegyületek erős mérgek, de a HgS oldhatatlan semleges anyag. Meghatározó az oxidációs fok is, pl. Cr(III-vegyületek nem mérgezők, a Cr(VI) azonban erős méreg, rákkeltő. Egy adott szennyezőanyag megítélésében jelentős szerepe van az adott elem lebomlási tulajdonságának, perzisztenciájának. A perzisztencia nem más, mint a természetes lebontással szembeni ellenálló képesség. Minél perzisztensebb egy vegyület, annál nagyobb annak a veszélye, hogy a környezeti elemekben felhalmozódik és bekerül az élő szervezetekbe. Lassan bomló, perzisztens vegyület pl. a klórozott szénhidrogének, policiklusos aromás szénhidrogének. Egyáltalán nem degradálódnak a nehézfémek. Emberi ill. állati szempontból fontos a szervezetbe kerülés módja: bőrön, szájon át, tüdőbe ill. mely szervekbe kerül a mérgező elem. S nem utolsó sorban a környezeti feltételek egész sora módosítja az adott szennyező anyag hatását.

5.1. táblázat - Egyes elemek áttekintése potencális toxicitás, ill. élettani hasznosságuk alapján a növényi és állati táplálásban (Alkalmazott rövidítések: En = növények számára esszenciális, Eá = állatok számára esszenciális, Tn = növények számára toxikus, Tá = állatok számára toxikus) (Merian, 1984 után módosítva)


A talajszennyezés megítélése a talajtulajdonságok függvényében. Határérték rendszerek En

Eá

Tn

Tá

Al

*

Cd

*

*

*

*

Co

*

Cu

*

*

Fe

*

*

Mn

*

*

*

*

*

Ni Pb

*

Zn

*

*

*

*

A nyomelemek közé, melyek koncentrációja kisebb mint 0.1 tömeg% (< 1000 g/t ill. ppm) sorolható az elemek majd 90%-a. Közéjük tartozik az 5 g/cm3-nél nagyobb sűrűségű nehézfémek többsége is. Atomszámuk 23-32, 40-51, 57-84 és 87-106. Ezek közül különleges érdeklôdés csak mintegy 12 elem iránt van. Ezek a Cd, Cr, Co, Cu, Fe, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, Sn valamint a Zn. Mint potenciális szennyezô források a Cd, Hg, Ni és Pb napjainkban különösen kutatottak. A nyomelemek egy része a növények számára, ill. az állati táplálásban nélkülözhetetlen (5.1. táblázat). A növények, különösen a magasabb rendű növények számára akkor tekintünk egy elemet esszenciálisnak, ha hiánya közvetlenül a növény abnormális növekedését ill. pusztulását okozza, hatása specifikus, más elemmel nem helyettesíthetô, adagolásával a hiányjelenség megszüntethetô (Kádár, 1991). Az állati táplálásban a nélkülözhetetlenség kritériumai hasonlóképpen fogalmazhatók meg. Egyes elemek hasznosságáról, esetleges potenciális toxikusságáról az 5. táblázat nyújt áttekintést. Egy elem, mégha esszenciális is, egy optimális szint, egy határkoncentráció felett toxikussá válik, sérülést okozhat egy szerv, vagy a növény növekedésében, anyagcseréjében. Létezik egy optimális tápelem koncentráció, mely azonban egyes elemeknél (pl. Mo, B) igen szűk tartományt jelent. A nem esszenciális elemek a kritikus határkoncentráció alatt nem mutatnak hatást, felette viszont potenciális toxikus hatásuk nyilvánvaló. Bowen 1966-ban toxikusságuk alapján az alábbiak szerint rangsorolta az elemeket (Csathó, 1994): • Nagyon toxikus elemek, amelyek a tesztnövényeket már 1 mg/l oldat-koncentráció alatt is károsítják (pl. Ag, Be, Hg, Sn). • Közepesen toxikusak, amelyek 1-100 mg/l közötti oldat-koncentrációban mutatnak gátlást (pl. As, Cd, Cr, Fe, Mn, Zn). • Gyengén toxikusak, amelyek még 1800 mg/l oldat-koncentráció felett is csak ritkán mutatnak károsító hatást (pl. Cl, Br, Mg, K). A talaj-növény rendszer legnagyobbrészt kiküszöböli a nagyon toxikus elemek táplálékláncba mérgező mennyiségben való bekerülését. A növényi növekedés leáll ill. erősen lecsökken mielőtt ezek az elemek olyan koncentrációt elérhetnének a növényi szövetekben amely már mérgezést okozna. Természetesen a talaj oldaláról is számos tényező segíti elő a potenciálisan toxikus elemek immobilizációját, ezért a nehézfémmel terhelt talajok esetén a még tolerálható határértékek megállapításánál ezeket is figyelembe kell venni (5.2. táblázat) (Fiedler, Rösler 1993).

5.2. táblázat - Nehézfémmel terhelt talaj tolerálható Cd, Zn és Pb tartalma különbözô talajparaméterek függvényében (Fiedler, Rösler, 1993 alapján) pH érték

5

Agyagtarta lom (%)

7

10

30

10

30

Szervesany 1 ag tartalom (%)

3

1

3

1

3

1

3

Cd (ppm)

0,9

0,9

2,7

0,4

1,3

1,3

3,8

0,3


A talajszennyezés megítélése a talajtulajdonságok függvényében. Határérték rendszerek Zn (ppm)

30

90

90

270

40

130

130

280

Pb (ppm)

100

300

300

900

140

420

420

1260

Magyarországon a fémek hatályban lévő határértékeit a 6/2009 (IV.14.) KVvM-EüM-FVM együttes rendelet a felszín alatti víz és a földtani közeg minőségi védelméhez c. rendelet szabályozza. A földtani közeget ért szennyezések minősítéséhez az ebben a rendeletben magadott határértékeket kell figyelembe venni. A 219/2004. (VII.21.) Korm. Rendelet (A felszín alatti vizek védelméről) alapján megkülönböztetünk: • Igénybevételi határérték: a környezet vagy valamely eleme jogszabályban vagy hatósági határozatban meghatározott olyan mértékű igénybevétele, amely kizárja a környezetkárosítást • Kibocsátási határérték: a környezetnek vagy valamely elemének jogszabályban vagy hatósági határozatban meghatározott olyan mértékű terhelése, amely kizárja a környezetkárosítást • Szennyezettségi határérték: a környezet valamely elemének olyan - jogszabályban meghatározott - mértékű szennyezettsége, amelynek meghaladása - a mindenkori tudományos ismeretek alapján - környezet- vagy egészségkárosodást idézhet elő A rendelet megadja a határértékeken kívül a szennyezőanyagok háttér koncentrációját is, amit irányelvnek kell tekinteni addig, amíg az adott területen a tényleges háttér koncentráció megállapításra nem kerül. A rendelet melléklete tartalmazza a fogalom meghatározásokat is: (A) háttér koncentráció: reprezentatív érték, egyes anyag természetes vagy ahhoz közeli állapotot jellemző koncentrációja a felszín alatti vízben, illetve a talajban; (Ab) bizonyított háttér koncentráció: adott térségre jellemző az (A) háttér koncentráció helyett alkalmazandó koncentráció, ami a természetes adottságok, továbbá felszín alatti vízen, földtani közegen kívül más környezeti elemen keresztül történt terhelés hatására alakult ki. Értékét a környezetvédelmi felügyelőség az engedélyezés vagy kármentesítés során vizsgálatokra alapozva állapítja meg; (B) szennyezettségi határérték: felszín alatti víznél az ivóvízminőség és a vízi ökoszisztéma igényei, földtani közeg esetén a talajok multifunkcionalitásának és a felszín alatti vizek szennyezéssel szembeni érzékenységének figyelembevételével meghatározott kockázatos anyag koncentráció. (Ci) intézkedési szennyezettségi határérték: egy adott terület – külön jogszabály szerint – szennyeződés érzékenységétől függően meghatározott kockázatos anyag koncentráció, amelyet meghaladó érték esetén – (E) egyedi szennyezettségi határérték vagy (D) kármentesítési szennyezettségi határérték hiányában – a környezetvédelmi felügyelőségnek intézkednie kell (C1 = Fokozottan érzékeny-, C2 = Érzékeny-, C3 = Kevésbé érzékeny terület) (D) kármentesítési szennyezettségi határérték: komplex értékelésen, a kockázatos anyagnak a környezeti elemek közötti megoszlására, viselkedésére, terjedésére vonatkozó méréseken vagy modellszámításokon, mennyiségi kockázatfelmérésen alapuló, a területhasználat figyelembevételével, a kármentesítési eljárás keretében, hatósági határozatban előírt koncentráció, amelyet az emberi egészség és az ökoszisztémák károsodásának megelőzése érdekében a kármentesítés eredményeként el kell érni. A földtani közegre vonatkozó szennyezettségi határértékeket az egyes toxikus fémek esetében a 6/2009 (IV.14) együttes rendelet mellékletében közlik. A rendeletben közölt fémekre vonatkozó határértékeket a következő táblázat szemlélteti (5.3. táblázat):

5.3. táblázat - A fémek (”összes” kioldható) és félfémek szennyezettségi határértékei földtani közegre (mértékegysége: mg/kg szárazanyag)(A = háttér koncentráció; B = szennyezettségi határérték; *k = a kimutathatósági határ értéke A (mg/kg)

B (mg/kg)

Króm összes

30

75

Kóm IV.

*k

1

Kobalt

15

30

Nikkel

25

40 24


A talajszennyezés megítélése a talajtulajdonságok függvényében. Határérték rendszerek Réz

30

75

Cink

100

200

Arzén

10

15

Szelén

0,8

1

Molibdén

3

7

Kadmium

0,5

1

Ón

5

30

Bárium

150

250

Higany

0,15

0,5

Ólom

25

100

Ezüst

0,3

2

A talaj ill. felszín alatti víz szennyezések kapcsán meg kell határozni a terület és a szennyező anyag tulajdonságait, ezek után elvégezhető a terület szennyezettségének értékelése. Az értékelés során először a szennyezőanyagot vizsgálják, úgymint a toxicitását, mennyiségét, koncentrációját. Ezután a kiterjedését, a szennyezőanyag hozamát, és a migrációt. Végül a védendő értékeket, a háttérterhelést, a terület hasznosítását, és az expozíciót. A kapott vizsgálati eredményeket összevetik a különböző határértékekkel, megállapítják a Kármentesítési szennyezettségi határértéket (D), végül megtörténik a tényleges kármentesítés. A szennyezőanyag kockázatának megítélése mindig anyag és helyspecifikus. Nem beszélhetünk általában egy vegyi anyagnak a környezeti kockázatáról. Ugyanaz az anyag, vegyület bizonyos körülmények között lehet teljesen ártalmatlan, míg más esetben kifejezetten ártalmas. Ezért a szennyezettségi határértékek mindig orientáló jellegűek, nem értelmezhetőek abszolút merev határértékként (Szabó 2002). A talaj tisztítási célállapotának meghatározásakor a már elszennyeződött területeknél elsősorban a területhasználatok befolyásolják a kitűzhető célállapotot. A talaj célállapotának megfogalmazása szempontjából irányadó a Kt. 13. § (1) bekezdése: „minden környezeti elemet önmagában, a többi környezeti elemmel alkotott egységében és az egymással való kölcsönhatás figyelembe vételével kell védeni”. A talaj célállapotának kijelölésekor általában cél a multifunkcionalitás megóvása, de legalább a felszín alatti vizek védelmének megfelelő minőséget jelölhetjük ki. (Ötvös K. 1998.) A nehézfémek mobilitását a talajban több talajtulajdonság befolyásolja. Ezek közül jelentős a fizikai talajféleség, és a kémhatás. Ez utóbbi nagy jelentőségű, hiszen a talaj savanyodás hatására jelentősen megnő a mobilis ionok koncentrációja, a fémion oldatbeli mennyisége. Ez a már eleve szennyezett talajoknál nagyon veszélyes lehet, mert az oldhatatlan nehézfém-vegyületek mobilizálódhatnak a savanyodás hatására, és súlyos környezeti károsodást okozhatnak (Stefanovits et al. 1999). A talaj szervesanyag-tartalmának is fontos szerepe van a fémek mobilitásában, hiszen a nehézfémek szerves anyagon történő adszorpciójának nagy a jelentősége. A talajszennyeződés környezeti hatásának megítéléséhez ezért nem csak az összes nehézfémtartalmat kell figyelembe venni, hanem a mobilis készletet és a talajtulajdonságokat is.


6. fejezet - A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata. A kockázatfelmérés a veszélyes anyagokra vonatkozó azon tudományos ismeretek és adatok összegyűjtése, rendszerezése, elemzése és integrálása, amelyek alapján a vegyi anyagok meghatározott körülmények között a környezetre és az emberre gyakorolt lehetséges káros hatása megítélhető (Németh, 2001). A kockázat az egészség, a környezet vagy az anyagi javak károsodásának valószínűsége, figyelembe véve a károsodás természetét és nagyságát is. A környezetvédelmi gyakorlatban elkerülhetetlen annak ismerete, hogy egyes talajt (ill. talajvizet) érő környezetszennyezések alkalmával a lehető legpontosabban meg tudjuk ítélni a közeget ért terhelés nagyságát és a többi környezeti elemet, valamint az embert veszélyeztető kockázat mértékét. A környezeti és humánegészségügyi kockázat becslésének célja tehát a környezetbe jutó vegyi anyagok ökoszisztémára (emberre) gyakorolt kockázatának nagyságát mérőszámmal jellemezni. Ez nyújt alapot a gyakorlati környezetvédelemhez, pl. az alkalmazandó remediálási technológia kiválasztásához, határérték kialakításhoz. A kockázat mérőszámmal való jellemzéséhez legszükségesebb adatok: • Környezeti koncentráció • Környezeti hatás (csak közelítő számítással adható meg) A legtöbb kockázatfelmérési módszer lépcsőzetes megközelítést alkalmaz. Általában a mennyiségi (kvantitatív) kockázatfelmérést egy leíró, összehasonlító (kvalitatív) kockázatbecslés előzi meg. Amennyiben az előző két lépcsőt követően szükség van további felmérési lépcsőre is, akkor a kockázat pontosabb meghatározása érdekében hely-specifikus kockázatfelmérést is kell készíteni. A talaj ill. talajvíz szennyezések kockázat becslése tehát az alábbi lépcsőzetes elv szerint valósítható meg: I. Összehasonlító/relatív vagy leíró, kvalitatív kockázatbecslés. (Pl. a leíró kockázatbecslések szövegesen értékelik a kockázati tényezőket) II. A leíró kockázatbecsléseket kvantitatív, de általános kockázatfelmérés követi, amely az általános határérték meghatározásához szabványszerűen, vagy útmutató jelleggel, standardizált expozíciós körülményekre vonatkozóan készül. III.

A kockázat pontosabb meghatározására kvantitatív, hely-specifikus kockázatfelmérést kell készíteni.

• A hely-specifikus mentesítési célérték meghatározásához hely-specifikus vizsgálatokat kell végezni. • Gyakorlati szempontból a számításokat kétféle módon végzik. Az “Előre haladó számítás” során a környezeti elemekben mért szennyezettségből kiindulva határozzák meg a kockázati szintet az expozíció helyén a hatásviselőre. • A “Visszafelé haladó” számítással a hatásviselőnél a megengedhető kockázati szintből – és az ehhez tartozó tolerálható kockázatos anyag koncentrációjából – számítják ki a szennyező forrásnál megengedhető kockázatos anyag koncentrációját (mentesítési célérték: D érték). A humán egészségkockázat felmérése négy fázisara osztható. Az adatgyűjtés és a kémiai analitika fázisában (1) a szennyezett területek jellemzése történik, a kockázatos anyagok környezeti elemekben való koncentrációjának és kiterjedésének meghatározásával. Ebben a fázisban történik még a területhasználatok és a releváns humán hatásviselők azonosítása. A kitettség (expozíció) felmérésekor (2) a mért vagy becsült környezeti koncentrációk felhasználásával az előre jelezhető átlagos napi szennyezőanyag bevitelt (dózist) határozzák meg, azon emberi populációra, amelynek expozíciója valószínű. A hatás (dózis-válasz összefüggés) vizsgálatakor (3) az egyes szennyezőanyag-dózisokra toxikológiai kísérletekre alapozva határozzák meg a hatásviselők által adott választ. Megadják a károsan még nem ható dózisokat és a daganatképződés kockázatát leíró modelleket. Végül a


A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata. kockázat felmérése (4) történik, amikor összevetik a kitettség-felmérés és dózis-válasz vizsgálatok eredményként kapott dózisokat, és megállapítják, hogy a számított kockázat milyen mértékű (Németh, 2004). A kockázat tehát a vegyi anyagok okozta káros hatás bekövetkezésének valószínűsége, tényleges vagy előre jelzett előfordulási gyakorisága, amennyiben az ember, vagy az élőlények bizonyos fokú expozíciója bekövetkezik. Röviden: a nem kívánatos következmény előfordulásának valószínűsége. A talaj és talajvíz minőségével foglalkozó szakemberek és döntéshozók egyik kulcskérdése az, hogy mekkora az elfogadható kockázat szintje a kockázatfelmérések készítésekor. A környezeti kockázatot külön adják meg attól függően, hogy a kitettséget okozó vegyi anyag daganatképző (rákkeltő) tulajdonságú vagy sem. Az elfogadható kockázat szintje a nem rákkeltő hatású vegyi anyagok esetében kevésbé vitatható, mivel ezekre az anyagokra általában létezik egy feltételezett biztonságos dózis, ami naponta bevihető az ember teljes életének minden napján anélkül, hogy bármiféle egészségkárosodást okozna. Az elfogadható kockázat szintjét tehát általában úgy adják meg, hogy az expozíciós dózis ne haladhassa meg ezt a biztonságos referencia dózist. Az expozíciót akkor tekintik elfogadható mértékűnek, ha az emberi egészségkockázat értéke egyenlő vagy kisebb, mint egy. Egészségkockázati hányados (HRQ) fogalma a következő: a determinisztikus hatású vegyi anyag becsült expozíciójának, azaz az átlagos napi szennyezőanyag felvétel (ÁND) mértékének és az elviselhetőnek tartott tolerábilis napi dózisnak (TDI) aránya (Dankó et al., 2004). A környezeti kockázati hányadost (HRQ) az alábbi képlet segítségével határozhatjuk meg: HRQ = PEC/PNEC, ahol • PEC: vegyi anyag előre jelezhető koncentrációja (Predicted Environmental Concentration) • PNEC: Ökoszisztémát károsan nem befolyásoló előre jelezhető koncentráció (Pedicted No Effect Conc.). A kockázati hányados az alábbiak szerint (6.1. táblázat) minősíthető:

6.1. ábra - A kockázati hányados minősítése (Forrás: Dankó et al., 2004)

A daganatképző hatású vegyi anyagoknak viszont nem létezik biztonságos (küszöb) dózisa, mert bármely kismértékű expozíció (dózis) növeli a rák bekövetkezési valószínűségét. Az elfogadható rák kockázatnövekmény általánosan alkalmazott és elfogadott tartománya 1:10.000-től 1:1.000.000-ig (10 -4 - 10-6) terjed. Ez a kockázati szint azt jelenti, hogy megfelelően nagy populációra nézve adott dózisú szennyezőanyag expozíció következtében 10.000 vagy 1.000.000 ember közül csupán egy-egy embernél várható halálos kimenetelű daganat kialakulása azzal, hogy rákot mástól is kaphat. Tehát a többletkockázat olyan háttérkockázatokhoz képest jelent növekedést, mint pl. a dohányzás, az étkezési szokások vagy az örökletes okok miatt kialakult rákos daganatok miatti halálesetek (Dankó et al., 2004). A vegyi anyagok okozta, az egészségromlásban és az ökoszisztéma károsodásában megnyilvánuló nemkívánatos hatások megelőzésében, ellenőrzésében, csökkentésében az expozíciós utak azonosításának és számszerűsítésének kulcsfontosságú szerepe van. Az expozíció a szervezet és valamely vegyi anyag kapcsolataként, kontaktusaként definiálható. A célszervezet akkor tekinthető exponáltnak, ha a szennyezőanyaggal való érintkezés során az anyag átjut a környezet/szervezet határon, és bizonyos dózisban eljut a célponthoz (sejthez, sejtalkotóhoz) (Dura et al., 2001). A talaj nehézfém terhelés esetén számba veendő expozíciós utakat a 6.1. ábra mutatja be.

6.2. ábra - Nehézfém terhelés: expozíciós utak az emberig


A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata.

Az 1960-as évektől fellépő környezetvédelmi problémák a vízi, majd a szárazföldi ökoszisztémák vizsgálatára irányította a figyelmet. Életre hívták az ilyen vonatkozású talajteszteket és kutatási- fejlesztési programokat, megalkotva ezzel az ökológiai kockázatbecslést (ERA). Más megfogalmazásban: „Az ökológiai kockázat becslés a kockázatok elhárítását, ill. kezelését megalapozó iteratív eljárás, lépései a következők: a probléma megfogalmazása, információgyűjtéssel és előzetes tervezéssel; hatás és expozícióbecslés adatgyűjtés és elemzés alapján; valamint a kockázat jellemzése, az asszimilálás és az integrálás figyelembe vételével.” (Boros T. 2003). Az ERA az expozíció és a kutatás vizsgálatán alapul. Nincs olyan teszt, amely az egész ökoszisztémára vonatkozóan a szennyezett terület okozta kockázatot megállapítaná. Az ERA-t néhány országban kötelezően, míg más országokban csak néhány területhasználatra alkalmazzák. Az emberi egészség- kockázat vizsgálatához kapcsolódó, másodlagos eljárás, amit gyakran csak egyszerűsített módszerekkel végeznek. (Gondi F. et al, 2004) A környezeti és humán-egészségügyi kockázatbecslést a magyarországi gyakorlatban az un. ’magyar módszer’-t alkalmazva valósítják meg, melynek kidolgozása során a kutatók az elővigyázatosság elvét követték. A gyakorlat elsődleges szempontjai közé tartozik, hogy a szennyezetlen környezeti közegek elszennyeződése nem megengedett, a szennyezettség nem tevődhet át egyik környezeti elemről a másikra. Az élő receptor szervezeteket, a hatásviselőket a környezeti ártalmaktól, úgy tudják megvédeni, ha az expozíció helyén, elfogadható mértékűre csökkentik a kockázatos anyag koncentrációját illetve bevitelét. Kockázatfelméréskor potenciális hatásviselőket vesznek figyelembe, amelyek mint megfelelőségi pontok szerepelnek a számításokban. A megfelelőségi pontokban teljesíteni kell a kívánatos talaj ill. vízminőségi kritériumokat (Gondi F. et al, 2004). A talajaink szennyezését okozó szennyeződés emberi tevékenység eredménye, amely felszíni vagy felszín közeli eredetű. A szennyeződést a csapadék bemossa a talajba, amely így lefelé terjed, átjutva a háromfázisú talajzónán elszennyezheti a talajvizet. Ennek elkerülése érdekében meg kell akadályozni, hogy a felszíni, vagy felszín közeli talajszennyezettség a talajból a talajvízbe jusson, és hogy a talajvíz szennyezettsége a mélyebb vízadóba is átterjedjen (Gondi F. et al, 2004). Ennek érdekében a szennyezett közeg alá potenciális hatásviselőt helyeznek. Ha csak a talaj szennyeződik, akkor a talajvíz felszínére helyezik a megfelelőségi pontot oly módon, hogy a talajvíz addigi minősége ne változhasson. A talajvíz szennyezettsége esetén a megfelelőségi pontot az első réteg-vízadóba kell helyezni. Előfordulhat, hogy a szennyezettség környezetében a valós hatásviselő nem azonosítható. Ilyen esetekben, a megfelelőségi pontokban, a (D) kármentesítési szennyezettsége határértékeket úgy kell megadni, hogy a szennyeződés e pontok által lehatárolt területnél tovább ne terjedhessen. A kockázatfelmérések kezdetekor elégséges a szennyező forrásban megmérni a szennyezőanyagok koncentrációját, majd ebből modellezni a környezeti elemekben várható környezeti koncentrációkat (PEC). A kockázatfelmérés pontosítását már matematikai modellekkel kell végezni. „Az emberi egészségkockázat felmérésnél az előre jelezhető környezeti koncentráció (PEC) értékéből egységnyi testtömege és időre vonatkozó dózist (ÁND) kell megállapítani az expozíció, a területhasználat és a hatásviselő jellemzőinek


A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata. függvényében. Az így kapott dózist (bevitel) pedig viszonyítani kell a toxikológiai alapú referencia értékhez.” (Gondi F. et al, 2004) Humán hatásviselő lehet egyetlen ember, embercsoport, vagy emberi populáció, ezen belül érzékenységi alcsoportok is megkülönböztethetőek (gyerekek, öregek, várandós anyák), az átlagos napi dózis számításakor eltérő expozíciós paramétereket (testtömeg, expozíciós időtartam) kell figyelembe venni. Ökológiai hatásviselő lehet egy mikroba populáció, magasabb rendű élőlények, de a talaji ökoszisztéma is ennek tekinthető. Ide kell sorolni a felszín alatti vizeket is. A potenciális hatásviselőket a vizsgálat állapítja meg, és helyezi az adott területre. (Gondi F. et al, 2004) A szennyezőanyagok bőrkontaktus, belélegzés, vagy szájon át juthatnak be a szervezetbe. „Az átlagos napi bevitel (ÁND) az egységnyi testtömegre egységnyi idő alatt jutó szennyezőanyag mennyiséggel fejezik ki.” Kiszámításakor figyelembe kell venni az expozíció gyakoriságát, az expozíció időtartamát, a bevitel mértékét leíró számot, a vegyi anyag koncentrációját. Az expozíció időtartama alapján megkülönböztetünk akut és krónikus expozíciót. Lehet rövid idejű, egy nap, vagy krónikus esetben két évnél is több. Rákkeltő hatású anyagoknál az egész élettartamra kell megadni az átlagos napi dózist. (Gondi F. et al, 2004) A kockázatbecslés eredményességét számítógépes programok segítségével is megvalósíthatjuk. Az expozíciós modelleknek az a közös tulajdonságuk, hogy leírják a vegyi anyagok mozgását, terjedését a különböző környezeti közegek között. A környezeti modellek a vegyi anyagok terjedése alapján szimulálhatják az egyensúlyi és a nem-egyensúlyi állapotot. Fontos a szennyezett terület vizsgálatából származó adatok megbízhatósága, minősége, valamint későbbi reprezentálhatósága. A kockázatfelmérésre használt programok nagy adatigényűek. A kockázatbecslő szoftverek bemeneti adatai között szerepelnek pl. a vizsgált terület, objektum azonosítására és jellemzésére szolgáló paraméterek, a szennyezők fizikai-kémiai tulajdonságai, a mérés során a pontos szennyezettségi koncentráció értékei, valamint az expozíciós útvonal összeállításához szükséges információk (Gondi F. et al, 2004). A RISK v. 4.0 program segítségével transzportmodellezések, valamint humán-egészségügyi kockázatelemzések készíthetők szennyezett területekre. A program módszerei az US EPA kockázatelemzési irányelvein (expozícióbecslés, toxicitás felmérés, kockázatbecslés) alapulnak (Risk Assessment Guidance for Superfund - US EPA, 1989). Valamennyi környezeti közeg mért szennyezettségi adatait kezeli, közvetlenül számolja a kockázati hányadosokat (www.jaketa.hu). Fő alkalmazásai: • A szennyezett környezeti elemek (levegő, víz, talaj) miatti expozícióból adódó humánegészségügyi kockázatok becslése. • Kockázaton alapuló kármentesítési határértékek becslése. • Egyszerű transzportmodellek készítése. • Felszíni vizekre és üledékekre vonatkozó lehetséges ökológiai hatások becslése. • Környezeti adatok és határértékek menedzselése és tárolása. A lépéseket a logikus menüszerkezet segít végig lépni, melyet a következő 6.2. ábra mutat be:

6.3. ábra - RISK v.4.0 kezdő oldal


A szennyezett talajok környezeti és humán-egészségügyi kockázata.

A menürendszeren végig haladva (6.2. ábra) 1. lépésben a fontos vegyi anyagok kiválasztása történik. A RISC lehetővé teszi több mint 86 gyakori vegyi anyag kiválasztását, melyeknek fizikai, kémiai és toxicitási adatait is megadhatjuk. A vegyi anyagok adatbázisa bővíthető. 5. lépés Expozíciós útvonalak definiálása. A szennyezett elemek, a transzportmodellek (amennyiben szükséges) és a kapcsolódó expozíciós útvonalak kiválasztása révén, definiálhatjuk az expozíciós szcenáriót. Itt lehet a humán-egészségügyi expozíciós útvonalakat, az ökológiai vagy vízminőség hatásokat kiértékelni. 6. lépés Expozíciós-pont koncentrációk meghatározása. A harmadik lépésben a receptor-pont koncentrációk meghatározása történik a 2. lépésben megadott közegekre. Két módszerrel határozhatók meg a receptor-pont koncentrációk: a felhasználó megadhatja közvetlenül, vagy megadhat egy forrászóna koncentrációt, ezután terjedés-/ transzportmodell segítségével megbecsüli a receptorpont koncentrációkat. 7. lépés Felszíni víz és üledék kritériumok bevitele. A 4. lépésben ki kell választani a receptorokat, és meg kell adni azok jellemző beviteli paramétereit. A számítás során alkalmazhatjuk az alapértelmezett adatokat, vagy megadhatjuk a területre vonatkozó saját adatainkat. 8. lépés Kockázatok és kármentesítési határértékek számítása. A lehetséges karcinogén kockázatok és nem-karcinogén veszélyességi arányok/indexek az EPA kockázatelemzési irányelveiben (Risk Assessment Guidance for Superfund - EPA, 1998) közölt egyenletek felhasználásával kerülnek kiszámításra. 9. lépés Eredmények megtekintése. A felhasználó megadhatja a célkockázatot vagy veszélyességi indexet egy-egy vegyi anyagra, vagy kumulatív szcenárióra, amelynek során a vegyi anyagok kockázatai összeadódnak. A kockázati index, a karcinogén index és az input adatok, valamint az indexekre vonatkozó diagrammok megtekintése. (www.jaketa.hu)


7. fejezet - Termőföld kivonás, a termőterületek más célú hasznosítása. Magyarországi tendenciák. A Föld szilárd részének mindössze 11%-a termőföld. Az EU átlaga közel 30%, de hazánkban ez az érték több mint 60%. Magyarország természeti erőforrásainak jelentős hányadát, közel harmadát a termőföldek jelentik, ezzel hazánkban a termőföld a legnagyobb értékű megújuló természeti erőforrás. Az ország földterülete 9,3 millió ha, amelyből mintegy 7,72 millió ha-t tesz ki termőterület. Ebből mezőgazdasági terület 5,81 millió ha (KSH, 2007). A mutatók kedvező földellátottságra utalnak. A földellátottságot az egy főre jutó hasznosítható mezőgazdasági területtel jellemzik. Ez a mutató 2005-ben hazánkban (a legutóbbi KSH Mikrocenzus adatai alapján) 0,58 ha – összehasonlításul Bulgáriának 0,67, Dániának 0,64, Ausztriának 0,36, Hollandiának 0,18 ha/fő (Perczel, 2003). Az időbeli tendencia azt mutatja, hogy bár Magyarország lakossága fogy (1990-ben 10 374 823 fő, 2001-ben 10 198 315 fő, 2005-ben 10 090 330 fő), a mezőgazdasági terület nagyobb arányú csökkenése miatt egyre kisebb az egy főre jutó hasznosítható mezőgazdasági terület: 1990-ben 0,62 ha/fő, 2001ben 0,58 ha/fő (KSH, 2005). Gróf Széchenyi István 1830-ban a következőket fogalmazta meg: „Józan ész soha nem áldoz fel pillanatnyi, vagy igen kis időre terjedő haszonért, habár ma nem nyúlhat hozzá, jövendő nagyobb ’s tartósb hasznot. […] Nincs egészséges belátása azon gazdának, ki nagyobb jövedelmezés végett jószágait kimeríti, mert annál kevésb jövedelme lesz nemsokára.” Napjaink termőföld-politikájának gyakorlati megjelenése azonban kedvezőtlen képet mutat: 1990-ben 8,24 millió hektárnyi termőterület volt Magyarországon, 2007-re ez az érték 7,72 millió hektárra csökkent (KSH, 2007). A termőföldkivonás folyamatát vizsgálva nyilvánvalóvá válik, hogy nagyobb időintervallumra vonatkoztatva évente egyre több termőföld kerül végleges, más célú hasznosításra: 1950 és 1990 között évente mintegy 9 ezer hektárral csökkent Magyarországon a termőterület, ugyanakkor 1950 és 2007 között az egy évre számított érték már 15 ezer hektár volt. A talajkészletek megkülönböztetett jelentősége a természeti erőforrások között ésszerű hasznosítást, védelmet igényel. A talajhasználattal okozott károk nem csak közvetlenül a termőföldet, talajt érintik, hanem közvetetten a felszíni és felszín alatti vízkészleteket, felszín közeli légkört, élővilágot. A termőföldeket, a mezőgazdasági területeket természetes állapotukban is veszélyeztetik degradációs folyamatok, de emellett jelentősen csökkenti a területüket az urbanizáció, ipartelepítés, település-, infrastruktúra- és üdülőfejlesztés, bányászat, hulladékelhelyezés. A felsoroltak a termőföldek, a talaj megsemmisülését, fizikai pusztulását jelentik, mert az elpusztult termőföld talajtani módszerekkel nem termelhető újra, így az „elvesztett” talajok soha többé nem vonhatók be a mezőgazdasági művelésbe (Megyes, 2006). Az ipartelepítés, az urbanizálódás, a közlekedés fejlesztése is újabb és újabb területeket igényel. Ez az igény az eddigi tapasztalatok szerint csak a mezőgazdasági területek rovására elégíthető ki. Évről évre, egyre fokozódó mértékben csökken a termőföld, minden tiltás, befolyásoló rendelet, határozat ellenére. A mezőgazdaságnak a társadalom igénye által támasztott követelményeket tehát egyre kisebb területen kell kielégítenie (Major, 1987). Problémát jelent, hogy elsősorban nem a gyengébb minőségű mezőgazdasági területeket vonják ki a művelésből, hanem azokat, amelyek olyan területen találhatók, melyek rövidtávon kedveznek az infrastrukturális beruházásoknak – azaz síkvidéki területeken. Ezáltal a termőterületeken belül tovább nő a valamilyen okból degradálódott (pl. szikes), lejtős, hegy-dombvidéki, erózióra érzékeny területek aránya. A problémára hathatós megoldást csak egy jól megalapozott földhasználati reform jelenthet, melyben a talaj védelme valamennyi művelési ágban a korszerű gazdálkodás követelményeivel összhangban valósulna meg (Megyes, 2006). A talajhasználattal több Európai Uniós dokumentum is foglalkozik. A dokumentumok egységesen alapvető stratégiai célként tűzték ki, hogy minden talajhasználat a talaj ökológiai védelmének figyelembe vételével kell, hogy történjen, illetve a talajvédelemnek az ágazati politikákba kell integrálódnia, különösen a mezőgazdasági,


Termőföld kivonás, a termőterületek más célú hasznosítása. Magyarországi tendenciák. az erdészeti, a bányászati, az ipari, a turisztikai, a közlekedési, a városfejlesztési és a területrendezési politikák esetében. Az első és legfontosabb ilyen dokumentum az Európai Talaj Charta, melyet az Európa Tanács 1972-ben hozott létre, majd Átdolgozott Európai Talaj Chartaként 2003-ben bővített. A charta célja a talajok természetes és antropogén okokból bekövetkezett pusztulás elleni védelme. A következőkben a Talaj Charta azon pontjait idézem, melyek a termőföld kivonásánál irányadó elveket jelentenek. A 3. pont kimondja, hogy „az ipari társadalmak a talajt ipari és mezőgazdasági célokra egyaránt hasznosítják. A ma és a holnap társadalma érdekében szükséges kidolgozni olyan talajhasznosítási politikát, mely a talajtulajdonságokon és a regionális sajátságokon alapul.” Ez a kitétel lényegében a fenntartható fejlődés egyik alapelvét irányozza elő. A 7. pont legfontosabb kitétele, hogy „a városfejlesztési tervezésben a minimális talajkárosodás elsőbbsége érvényesüljön; a városok terjeszkedése csökkenti a talajfelületet és károsítja a tágabb környezetet. Gondoljunk csak az infrastruktúrára, a városi élet kellékeire, az utakra, vízhálózatokra és a megnövekedett hulladékmennyiségre, amelytől meg kell szabadulni. A beépítéseknél kerülni kell a jó termőföldek, farmok, erdők, természetvédelmi és pihenő körzetek szennyezését.” 12. pont kimondja, hogy „a kormányok és a helyi hatóságok céltudatos intézkedésekkel kötelesek segíteni a talajvédelem ügyét. A talaj létfontosságú, de korlátozottan rendelkezésre álló erőforrás, ezért használatát ésszerűen kell megtervezni. Az illetékes hatóságoknak a pillanatnyi szükségszerűségen túl szem előtt kell tartaniuk a talaj hosszú távú megőrzését, termőképességének javítását, de legalább annak fenntartását. A helyes talajvédelmi politikába beletartozik a megfelelően centralizált és regionális szinten is jól összehangolt jogi szabályozás.” Magyarországon a mezőgazdasági területeknek (szántó, gyep, konyhakert, gyümölcsös, szőlő területek összessége) hosszú távú folyamatos csökkenése jellemző. 1990-ben 6473,2 ezer hektár volt a mezőgazdasági területek mérete, alig két évtized alatt, 2007-re pedig 5807,1 ezer hektárra csökkent. Mivel az erdő, nádas, halastó területek évente eltérő mértékben növekednek, így a termőterületek – amelyek a mezőgazdasági területek és utóbbi 3 művelési ág együttesét jelentik – évről évre más-más mértékben változnak (11. ábra). Vannak évek, amelyeknél növekedés is tapasztalható, azonban hosszabb távon vizsgálódva megállapítható, hogy a termőterület is csökken Magyarországon: 1990-es 8235,8 ezer hektárról, 2007-re 7721 ezer hektárra. És ahogy csökken a termőföld területe, úgy nő a művelés alól kivont terület. Az alábbi diagram a termő-, mezőgazdasági és művelés alól kivett területek egymáshoz viszonyított változását mutatja (7.1. ábra).

7.1. ábra - A fölhasználat változása Magyarországon 1990 és 2007 között (Központi Statisztikai Hivatal, 2007 adatai alapján szerk.)


Termőföld kivonás, a termőterületek más célú hasznosítása. Magyarországi tendenciák.

7.1. A művelésből kivont területek arányának és területének változása Magyarországon A talajok termékenységének, a termőföldek területének csökkenésének okait három tényező csoportba sorolhatjuk. Az első és legáltalánosabb a víz és szél által okozta talajpusztulás, az erózió és defláció. A második az elsavanyodásból, a másodlagos szikesedésből vagy a Magyarországon annyira nem meghatározó elsivatagosodásból származó termékenységcsökkenés. Ezek a termőföld mennyiségi és minőségi károsodását okozzák, de végleges pusztulását csak ritkán. Ellenben a harmadik csoportba tartozó tényezőből, a földkivonásból származó területcsökkenésről ez nem mondható el. A termőterület földkivonásból származó csökkenése a termőföld fizikai értelemben vett pusztulását, megsemmisülését jelenti. (Posta, 2002) A magyarországi összes földterületből a művelés alól kivett 1,6 millió ha (2007-es adat), ami 17%-a az ország összterületének. Az 1990 előtti magyarországi változások legjobban a következő adatok vizsgálatával szemléltethetők: 1945-ben az ország területének még mintegy 81%-a állt mezőgazdasági művelés alatt. 1950-re ez az érték már csak 79% volt. 1970 és 1982 között a szántóterület 367 ezer hektárral csökkent, míg 1970 és 1984 között a művelés alól kivett, tehát beépített, elfoglalt terület 143 ezer hektárral nőtt. (Major, 1987) A szocialista iparosítás korszakában a mezőgazdaságot csak másodrendű ágazatként kezelték. A termőföldeket területük nagysága és elhelyezkedésük alapján tartották nyilván, ami megkönnyítette, hogy különböző célokra szinte korlátlanul vonjanak ki területeket, függetlenül azok minőségétől és hosszú távú nemzetgazdasági jelentőségétől. Mivel építkezés céljára is azok a területek a legalkalmasabbak, amelyek sík vagy enyhén lejtős fekvésűek, megfelelő mélységben van a talajvíz, nem tartalmaznak káros sókat, azaz mezőgazdasági művelésre is a legalkalmasabbak lennének, így a legnagyobb pazarlást az jelentette, hogy a kivonás a legjobb adottságú földekre irányult. Ebben az időben az adminisztráció hiánya okozta a termőföld-állomány romlását. (Sántha, 1996) Különösen kedvezőtlen, hogy a művelés alól kivont terület Magyarországon az 1950-es év 704,6 ezer hektárjáról 2007-re 1582,4 ezer hektárra nőtt, tehát több mint 2,2-szeresére. A termőföldkivonást gyakran azzal indokolják adott területen, hogy az adott földterület mezőgazdasági művelése nagyságrendekkel kevesebb jövedelmet, profitot termel, mint ha ott esetleg más ipari telephely lenne. Csakhogy környezetvédelmi szempontból az ipari tevékenységhez képest sokkal kedvezőbb a mezőgazdasági művelés, hiszen a mezőgazdaságot értelmezni lehet környezetgazdálkodási szempontból is: a mezőgazdaság a természetes és az ember alkotta mesterséges környezetnek hosszabb távra szóló szabályos hasznosítása, tervszerű fejlesztése és hatékony védelme a természet ökológiai egyensúlyának fenntartásával. (Madas, 1985) A mezőgazdaságnak szélesebb értelmezése ad lehetőséget azoknak a funkcióknak a felsorolására, amelyek elősegítik a fenntartható fejlődést, védve a természeti kincseket, köztük természetesen a termőföldet: tájfenntartás, kultúrtáj ápolása, földvédelem, vízvédelem, ökológiai feladatok. (Ángyán-Menyhért, 1988) Egyetlen más gazdasági ág sem képes a természetet és tájat olyan mértékben befolyásolni, mint a mezőgazdaság, a kultúrtáj fő használója. Ebből fakad, hogy a természetvédelem alapvetően rá van utalva a mezőgazdasággal való együttműködésre. A kettő terület „kooperációja”, közös munkálkodása tenné lehetővé a termőföldek nagy hatékonyságú védelmét – ellentétben az ipari beruházásokkal, melyek lényegében csak „kizsákmányolják” a környezetet. Ezt figyelembe véve kell a társadalomnak olyan gazdálkodást folytatnia az adott területen, amellyel a művelési ágak optimális ökológiai arányát ki lehessen alakítani: a gyepek, erdők, nádasok, halastavak arányának növekedésére kell törekedni, a szántók arányának csökkenésével. A gyenge használati értékű szántó ajánlott földhasználati módja eszerint fásítás, erdőtelepítés, hullámterek bővítése, ugaroltatás, gyepesítés, halastavak létesítése stb. (Dömsödi, 2006).


8. fejezet - A technogén és antropogén talajok jellemzői Az eddigi talajtani kutatások elsősorban a természetes talajokra helyezték a hangsúlyt. De az urbanizáció, iparosítás, intenzív mezőgazdasági művelés vagy épp az infrastruktúra fejlesztése következtében egyre csökken a természetes talajok aránya, nő az átalakított, antropogén talajok területe. Éppen ezért elengedhetetlen e talajok vizsgálata is. A városi (urbán) talajok olyan nem mezőgazdasági jellegű, urbán vagy szuburbán térségben elhelyezkedő, emberi tevékenység hatására módosult talajok, amelyek több mint 50 cm vastag olyan felszíni réteggel rendelkeznek, amelyet felszíni keveredés, feltöltés vagy szennyeződés eredményezett (Bockheim, 1974). Az urbanizáció folyamán egyre több mesterséges felszín jön létre süllyedékek feltöltésével, kiemelkedések elhordásával (Spirn, 1984). A termőföld kivonása után a kivonás céljától függően különböző tereprendezéseket hajthatnak végre az adott területen. A feltöltések eredményeként a városokban és környékükön exkavációs (kimélyített), planírozott (elegyengetett) és akkumulációs (felhalmozódásos) morfológiai formák keletkeznek (Szabó, 1993). Ezek a formák sajátos, ún. urbic talajréteggel rendelkeznek, amely egy olyan felszíni szervesásványi réteg, amelyet feltöltés, keverés vagy ipari, városi hulladék eredményezett. Ez az urbic diagnosztikai horizont számos jellegzetes tulajdonsággal rendelkezik: rossz talajszerkezet, nagy műtermék-tartalom stb. (Stroganova, Prokofieva, 2002). Lehmann és Stahr (2007) megkülönböztet belső antropogén, külső antropogén, valamint természetes antropogén talajokat. A belső antropogén talajokhoz egy város közigazgatási határán belül található, nem mezőgazdasági tevékenység hatására módosult és jelentős műtermék-tartalommal rendelkező talajok tartoznak. Külső antropogén talajokhoz sorolták azokat a talajokat, melyek a város közigazgatási határán kívül találhatóak, de a város életét elősegítő tevékenységek (pl. infrastruktúra kiépítése, bányászat) jelentős mértékben alakították. A természetes antropogén talajok csoportját pedig az igen fiatal városok bizonyos talajai alkotják. Az antropogén talajokra jellemző, hogy vertikális profiljukban nagy eltéréseket mutatnak a természetes talajokhoz képest. A természetes talajok egyes szintjei között fokozatos az átmenet; az antropogén talajok rétegei a talaj származásától függően éles változásokat mutatnak textúrát, struktúrát, humuszkoncentrációt, pH-t, térfogattömeget, víztartókapacitást, termékenységet tekintve. Ezen talajtulajdonságok természetes állapottól való eltérése sok esetben a talajok funkcióvesztését eredményezhetik. A tereprendezések következtében végrehajtott talajelhordás, csonkítás pedig olykor az egész vertikális profilt megváltoztatja – akár az egész A és B genetikai szint is elhordásra kerülhet, csökkentve a talaj multifunkcionalitását. A humuszos réteg csonkolásával csökken a talaj tápanyagszolgáltató és víztartó képessége, szerekezetstabilitása, pufferképessége. Az urbanizációnak, az antropogén tevékenységnek a talajtakaróra gyakorolt hatását Patterson (1976), Craul és Klein (1980) és Simpson (1996) az alábbiakban foglalták össze: • A talajrétegek eltűnése (pl. lefedés, elszállítás); • Nagyobb és kevésbé kiszámítható vertikális változékonyság; • Műtermékek magas részaránya; • A talaj szerkezetének átalakulása: tömörödöttség, szerkezetromlás, pórustércsökkenés, térfogattömegnövekedés; • A talaj vízháztartásának módosítása, szellőzésének korlátozása; • A szervesanyag lebomlási sebességének és a növények számára felvehető tápanyagok mennyiségének változtatása. Jellemző az alacsony humusztartalom, amely nem kedves az aggregátum-képződésnek; • Változatos talajkémiai tulajdonságok (a szelvényen belül is); • Talaj szennyezése: szerves és szervetlen szennyezők felhalmozódása.


A technogén és antropogén talajok jellemzői

8.1. Az antropogén talajok osztályozása A városi, antropogén osztályozása fiatal kutatási terület. Az osztályozás története 1847-ig nyúlik vissza, amikor Ferdinand Senft a városi, ipari és bányászati területek talajairól szóló könyvében először említette az antropogén városi talaj szót. Azóta több kísérletet született az antropogén talajok osztályozására: 1966-ban hierarchikus, négy szinttel (rend, alrend, csoport, alcsoport) rendelkező holland rendszer az elsők egyike volt; Avery 1980ban az első városi talajokat tartalmazó nómenklatúrát hozta létre, 1983-ban pedig Keleberda és Drugov alakította ki a technogén talajokra a kilenc hierarchikus szintet elkülönítő osztályozási rendszerét (Puskás, 2008). Az 1988-as FAO talajosztályozási rendszer a városi, antropogén talajokat az Anthrosol talajcsoportban különíti el, amelybe az ember által létrehozott vagy átalakított talajok tartoznak. Bennük az eredeti talajképző tényezők és szintek nem ismerhetők fel. Négy alosztályt különítenek el: • Aric Anthrosol, melynél csak a diagnosztikai horizont maradványai láthatók a mélyművelés következtében; • Cumulic Anthrosol több mint 50 cm vastag finom üledéket tartalmazó akkumulációs szinttel; • Fimic Anthrosol legalább 50 cm vastag zavart felszíni réteggel; • Urbic Anthrosol legalább 50 cm-es szeméttel, törmelékkel teli réteggel. Nagy lépést jelentett a Német Talajtani Társaság városi talajokat kutató csoportjának a munkássága. A csoport tagjai (Blume, Lehmann, Rossiter stb.) javaslatot tettek a városi területek talajainak a WRB (2006)-ba való illesztésére. A nemzetközileg elfogadott WRB (2006) talajosztályozási rendszer egy olyan 32 talajcsoportot tartalmazó diagnosztikai szemléletű rendszer, amely nem a talajok kialakulási folyamataira fekteti a hangsúlyt az osztályozásnál, hanem a folyamatok eredményeképpen létrejött diagnosztikai szintekre és tulajdonságokra; így pontosan definiált és számszerűsített paraméterek alapján lehet osztályozni a talajokat. A WRB (2006) két fő részből áll: egy 32, hierarchikus sorrendben megadott referenciacsoportból, valamint WRB Osztályozási Rendszerből. A rendszer az osztályozásnál előtag (Prefix) és utótag minősítőket (Suffix qualifiers) használ a talajok pontos meghatározására, osztályozására. A városi és ipari területek antropogén talajai a WRB kulcs szerint Technosol csoportba tartoznak, feltéve, hogy három kritérium közül legalább egy teljesül: • Legalább 20%-ban tartalmaznak műterméket a talaj felső 100 cm-es rétegében vagy egy összefüggő, cementált rétegig, kőzetig; • Egybefüggő, vizet nem vagy csak lassan áteresztő réteget (un. geomembránt) tartalmaznak a felszíntől számított 100 cm-en belül; • Mesterséges kemény kőzetet tartalmaznak a felszíntől számított 100 cm-en belül, amely a talaj vízszintes kiterjedésének legalább 95%-ban jelen van. A Technosolok jellemző diagnosztikai anyagai a műtermékek (8.1. ábra) (Artefacts), amelyek olyan szilárd vagy folyékony anyagok, amelyek ipari, kézműves tevékenységek eredményei; vagy emberi tevékenység által olyan mélységből felszínre hozott termékek, amelyek korábban nem voltak kitéve a felszíni folyamatoknak, és jelenleg más környezeti feltételek közé kerültek. Másrészt technosol anyag lehet a mesterséges kemény kőzet (Technic hard rock), amely ipari tevékenyég által eredményezett, a természetes anyagoktól eltérő tulajdonságú kemény anyag (pl. beton, aszfalt). Harmadrészt pedig ember által áthelyezett anyag (Human-transported material) is jelezheti a technosol jelleget: bármely szilárd vagy folyékony anyag, amelyet szándékos emberi tevékenység mozdított el a környező területekről (FAO, 2006). A WRB (2006) az első olyan talajosztályozási rendszer, amelyben a városi és ipari területek talajai önálló csoportot alkotnak Technosol néven. Ebbe a csoportba azok a talajok tartoznak, melyeknek kialakulásokban, fejlődésükben az emberi hatás, technikai eredet játszott szerepet. A WRB (2006) kulcsban megadott előtag minősítők a Technosol talajok alcsoportjainak elkülönítésére szolgálnak, az utótag minősítők pedig egy adott tulajdonságra vonatkoznak (8.1, 8.2. táblázat).



8.1. táblázat - Példák a Technosoloknál alkalmazható előtag minősítőkre (FAO, 2006) Előtag minősítők

Jellemzésük

Ekranic

Mesterséges kemény kőzet a felszíntől 5 cm-en belül kezdődik, a talaj legalább 95%-át lefedi

Linic

A talajfelszíntől 100 cm-en belül kezdődő bármilyen geomembrán, amely összefüggő, rossz vízáteresztő képességű

Urbic

Olyan réteg, amely 100 cm-en belül kezdődik, vastagsága legalább 20 cm, és műterméketartalma legalább 20%

Fluvic

A talajfelszín 40 cm-én belül legalább 25 cm vastag fluvic anyaggal rendelkező réteg

Mollic

A szelvény egy olyan réteggel rendelkezik, amely jól strukturált, sötét színű felszíni horizont, magas bázistelítettséggel és mérsékelten magas humusztartalommal (szervesanyag > 1%)

8.2. táblázat - Példák a Technosoloknál alkalmazható utótag minősítőkre (FAO, 2006) Utótag minősítők

Jellemzésük

Calcaric

Felszíntől számítva 20–50 cm-en belül legalább 2% kálcium-karbonátot tartalmazó anyaggal rendelkezik a réteg

Ruptic

100 cm-en belül diagnosztikai diszkontinuum (szemcseméret-eloszlásban, színváltozásban stb.), melyet nem pedogenezis eredményezett

Toxic

Talajfelszíntől számítva 50 cm-en belül a réteg szerves vagy szervetlen anyagok toxikus koncentrációjával rendelkezik

Humic

A finom talajfrakcióban lévő szerves széntartalom súlyozott átlagban megadva legalább 1% a talajfelszíntől számítva 50 cm-es mélységig

Densic

Tömörödöttség a felszíntől számítva 50 cm-es rétegen belül

Arenic

A talajfelszíntől számítva 100 cm-en belül legalább 30 cm vastag vályogos finom homok vagy durvább szerkezetű réteg

Clayic

A talajfelszíntől számítva 100 cm-en belül legalább 30 cm vastag agyag textúrájú réteg

8.1. ábra - Példa szelvények a technogén talajokra




9. fejezet - A talaj, mint védendő természeti érték. A talajok „vörös könyve”. Mint az előző fejezetben is kiderült, egyre kisebb a természetes talajok aránya a Földön. Ez felhívja figyelmünket a talajtani természetvédelem jelentőségére! A talajtani természetvédelem elsődleges feladata a talajtani értékek megőrzése. Ennek érdekében szükség van a tudományos háttér megteremtésére (kiértékelési rendszer kidolgozása, Talajtani Értékek Országos Kataszterének összeállítása, minél szélesebb körű részletes tudományos feldolgozás) és a megőrzés formáinak (talajtani értékek természetes körülmények között történő bemutatása, in situ és ex situ védelem) kidolgozására. Az 1996. évi LIII. törvény III. rész 22.§ értelmében: „22. § Kiemelt oltalmuk biztosítása érdekében védetté kell nyilvánítani a tudományos, kulturális, esztétikai, oktatási, gazdasági és más közérdekből, valamint a biológiai sokféleség megőrzése céljából arra érdemes a. vadon élő szervezeteket, életközösségeiket, továbbá termő-, tartózkodó-, élőhelyeiket; b. régi hazai háziállat- és növényfajokat, fajtákat, változatokat; c. természetes, természetközeli tájakat, tájrészleteket; d. növénytelepítéseket, így különösen parkokat, arborétumokat, történelmi vagy botanikus kerteket és egyes növényeket, növénycsoportokat; e. élőállat gyűjteményeket; f. földtani képződményeket és alapszelvényeket, ásványokat, ásványtársulásokat, ősmaradványokat; g. védett ásványok, ősmaradványok jelentős lelőhelyeit; h. felszíni, felszínalaktani képződményt és barlangok felszínét; i. álló- és folyóvizeket, így különösen tavat, patakot, mocsarat; j. tipikus és ritka talajszelvényeket; k. természethez kötődő kultúrtörténeti emlékeket.” A „természetes talajféleségek” ugyanúgy hozzátartoznak a biodiverzitáshoz, mint az ökoszisztéma vagy bioszféra többi eleme, tehát védettségük ugyanúgy indokolt, a „kipusztulás”, „eltűnés” veszélye ugyanúgy fennáll. Egyre kevesebb talajról állíthatjuk, hogy természetes (ok: mesterséges környezet, talajok művelésbe vonása stb.), egyre kisebb a természetes talajok aránya. A talajokat csoportosíthatjuk veszélyeztetett, illetve nem veszélyeztetett kategóriák szerint. A kritériumok és az ahhoz tartozó indikátorok alapján tudunk csoportosítani (9.1. ábra). A „vörös lista” célkitűzéseinek megfelelően a csoportosítás a beavatkozások hatásait nem veszi figyelembe, sokkal inkább az adott talaj sajátosságai, ritkasága és az élettérben betöltött funkciója által meghatározott védettség értékének megragadására szolgál (Bosch, 1988). Nagy-Britanniában 1970-es évektől lépett hatályba a talajok természetvédelmi jelentősége. Oroszországban pedig 1989-ben hozták létre a Red Book of Soils (Talajok Vörös Könyve) c. könyvet, melynek célja értékes talajképződmények jogi védelmének tudományos megalapozása volt.

9.1. ábra - A talajok „vörös listájának” kritériumai és indikátorai (Bosch, 1988 alapján)


A talaj, mint védendő természeti érték. A talajok „vörös könyve”.

Hogyan tudná hazánk is felmérni a védelemre érdemes talajtani értékeket? Szükség van a tudományos háttér megteremtésére, mely a következőket jelenti: • Kiértékelési rendszer kidolgozása, talajtani értékek szisztematikus számbavétele • Talajtani Értékek Országos Kataszterének összeállítása • A kiválasztott talaj esetében indokolt a minél szélesebb körű részletes, tudományos feldolgozás (többek között a talaj állapotában bekövetkező változások nyomon követésére alkalmas) • Fontos a megőrzés lehetőségeinek és módszereinek tudományos kidolgozása is. Mit is jelent a „talajtani érték”? Különleges talajok: • rendszertani egységekbe be nem sorolható egyedi talajképződmények, melyek kialakulása valamilyen ritka talajtani folyamathoz, környezeti feltételhez kötődik, • rendszertani egységek közé besorolható típusoknak azon előfordulásai, melyekben valamely nem talajtani folyamat hatására egyedi jellemzők alakultak ki (pl: krioturbációs jelenségek), illetve • korábbi földtörténeti korokból származó talajok, melyek tudományos információkkal is szolgálhatnak az adott kor talajfolyamataira, környezeti feltételeire vonatkozóan Típusos talajok • Hazánk talajtakaróját alkotják, jól ismert talajképződmények. A tipikusság a ritkasághoz hasonlóan, de vele ellentétben arra utal, hogy a képződményt létrehozó folyamatok és a kialakulásához szükséges környezeti feltételek az adott területre jellemzőek. A tipikus képződmények oktatási- nevelési értéke is kiemelkedő. Ezek azok a képződmények, amelyek a bemutatásra leginkább érdemesek és a látogatással szemben legkevésbé érzékenyek. Jellegzetes talajok


A talaj, mint védendő természeti érték. A talajok „vörös könyve”. • A magyar táj jellegzetes talajai, melyek máshol nem, vagy nem ilyen formában vannak jelen (Pl: szikes talajaink) Ritka talajok • Világméretben is egyedülálló talajok (Pl: atkári periglaciáris csepptalaj) Hazánkban nincs egységes, elfogadott meghatározás a védendő talajok kritériumát illetően. A vörös-listakritériumok (13. ábra) körébe vont indikátorok nem számolhatók el egymás terhére, az alapadatok heterogenitása és az értékelési tartalmak átfedése (pl.: ritkaság és oligotrófia) miatt. Az indikátorokat inkább „vagy kritériumként” kell értelmezni: amennyiben egy kritérium teljesül egy meghatározott talaj esetében, az már „vörös-listás-talaj”-ként kezelendő. Nem vezet magasabb besoroláshoz viszont, ha egy talaj több kritériumnak is megfelel (Bosch, 1988). Ritkaság A ritkaság nagyon fontos kritériuma egy piros lista felállításának, azonban ma már egy faj védelmét nem elsődlegesen a ritkasága, hanem a veszélyeztetettsége – aminek egy fontos és könnyen meghatározható indikátora a ritkaság - indokolja. A talajok ritkaságát azonban viszonylag nehéz meghatározni. Nem létezik a teljes felszínt lefedő talajtérkép, így eltérő gyakorisági rangsor adódik a választott talajegység-felosztás és a bevont területek meghatározása miatt. Ennek ellenére a „ritkaság” indikátora hozzájárul a „piros-listás-talajok” azonosításához. Egy talaj ritkának minősül, ha alacsony területarányban van jelen. A talajok ritkasága egyedi esetként értékelendő, amihez segítséget nyújthat a ritka talajtípusok listája. (Bosch, 1988) Természetesség Egy talaj természetessége vagy természetközelsége viszonylag egyszerűen értékelhető a talaj szelvényfelépítése alapján. A természetes állapottól való eltérést a következők okozhatják: • A szelvény erózió általi csökkenése • A szelvény üledékképződés vagy antropogén üledékek általi beborítása. • A szelvény megbontása talajműveléssel Vízháztartás Azokat a talajokat, amik extrém vízháztartási tulajdonságokkal rendelkeznek alapból fel kellene venni a piros listára. Ezt egyrészt ezen nehezen hasznosítható helyek ritkasága, másrészt gyakran nagyfokú természetközelsége indokolja. Emellett olyan különleges életközösségek fordulnak elő, amelyek biotópként magasabb védettséget indokolnak. A talajvédelem vonatkozásában nem a védelmet érdemlő biocönózisok jellegzetessége a releváns (a növény- és állatvilág biotópvédelem-definíciójával szemben), hanem egy veszélyeztetett biocönózis létrejöttének potenciálja, amennyiben az adott helyet megfelelően hasznosítják, vagy a hasznosítást beszüntetik. (Bosch, 1988) Mindez érdekében a cél tehát az, hogy a felszínre jutó csapadékvíz minél nagyobb része a talajba jusson, a bejutó víz minél nagyobb hányada raktározódjon a talajban és ennek a víznek minél nagyobb része váljon a termesztett növények által hasznosíthatóvá. Trófia Az ipari és mezőgazdasági imissziók hatásaként az ökoszisztémákban megemelkedett a növények számára hozzáférhető tápanyagmennyiség. Ezt tükrözik a fajösszetételben, illetve a növények és mikroorganizmusok fejlődési folyamatában bekövezett változások. A piros lista koncepcióval csak a viszonylag ritka területek fenntartása, illetve az azokon történő gazdálkodás befolyásolható. A kiterjedt imisszió védelmet más eszközökkel kell optimálni. A talajok trófiájának csupán tápanyagtartalom alapján történő értékelése problémás, mivel rövidtávon manipulálható. (Bosch, 1988) Talaj – és természeti műemlék A talajműemlék szigorúan vett értelemben a műemlékvédelem tárgya. Olyan reliktumokról van szó, amelyek az emberi kultúrtevékenység során történelmi információkat hordoznak, ami miatt a műemlékvédelem a


A talaj, mint védendő természeti érték. A talajok „vörös könyve”. változtatásoktól vagy veszteségektől megóvja azokat, az illetékes hatóságok – esetenként külön védelem alá helyezés - által. Terminológiai kérdés ezért, hogy az individuális talajműemlékek listáját a piros listába kell-e foglalni. Mivel nem természetes, illetve természetközeli talajokról van szó, bizonyos értelemben kívülállók a piros lista vonatkozásában. Ám a piros lista is tartalmaz olyan területeket, ahol az eredeti biocönózisnak nem részei a kulturálisan kialakuló szervesanyag-fajták, amiből következik, hogy a védendő értéket a fajállomány és ez által a kultúrtáj genetikai információja alkotja. (Bosch, 1988) Ezen felül a sajátos talajképződmények is talajműemlékké nyilváníthatók. Ma már erre az esetre is léteznek egyedi eseteket magukba foglaló listák. A védendő talajok egy lehetséges csoportosítása az alábbi (Tardy et al, 2005): Fosszilis talajszelvények, melyek rendszerint valamilyen feltárásban, pl. homokbánya vagy vízmosások falain fordulnak elő. Ide sorolhatók a korábbi időszakok (óholocén, késő pleisztocén) talajfolyamatainak (pl. talajfagy jelenségek, krioturbáció, fagyékek Kerecsend), vagy eltemetett talajok (pl. Mende, Basaharc) bemutatása. Recens talajok bemutatása, melyek elsősorban nem ritkaságuk vagy kie,melkedő értékük miatt védendők, hanem Magyarország területén található zonális vagy azonális talajtípusok kiemelkedő példái. Ezek az oktatás, ismeretterjesztés fontos helyszínéül kellene, hogy váljanak. Kialakíthatók olyan feltárások, ahol a talajképződés különböző folyamatai, kőzethatás, vízhatás bemutatására nyílik lehetőség. Ezen szelvényfeltárásokat más helyi természetvédelmi érték bemutatásával érdemes összekapcsolni. Különleges és látványos talajszelvények bemutatása, mint pl. a kovárványos barna erdőtalaj, vagy olyan szelvények kialakítása, melyekben mészkonkréciók, vasborsók, krotovinak és egyéb jellegzetes talajfolyamatok bélyegei figyelhetők meg. A talajtani értékek megőrzésének módszerei: • a talajtani érték „in situ” védelme • „ex situ”védelem (az értékes talajképződmények talajmonolit- gyűjtemények formájában történő megőrzés) • az értékek természetes körülmények közötti bemutatása, amely elősegítené a tényleges megőrzését is.


Talajvédelem Dr. Farsang, Andrea

Recommend Documents