VI.4. A talaj bio-geokémiája

A talajban lejátszódó bomlási, nitrifikációs/denitrifikációs, illetve fermentációs folyamatok hatására CO2, N2O és CH4 keletkezik (VI.2. és VI.3. ábra). Ezek a folyamatok a talajban lévő mikrobák segítségével játszódnak le. A folyamatok irányát jelentősen befolyásolja a talaj aerációs állapota. A talaj vízzel való telítettségének aránya megváltoztatja a biokémiai és geokémiai folyamatokat. Jól szellőzött, vízzel telítetlen talajok esetén oxidációs reakciók játszódnak le, jellemzően bomlási és nitrifikációs folyamatok. Amikor a talaj telítetlenből, vízzel telített állapotba kerül, a talaj oxigéntartalma folyamatosan csökken, aminek következménye, hogy a jelenlévő oxidálószerek reduktív folyamatokban vesznek részt. Ezek a folyamatok a nitrát ionok (NO3-) denitrifikációját és metagonezist eredményeznek. (Vízzel telített talaj esetében a levegőben lévő oxigén nem jut be a talajba, így az oxidációs folyamatok fogyasztják a talajban lévő oxigént, amelynek koncentrációja folyamatosan csökken. Egy idő után már oxigén nélkül mennek végbe az anaerob folyamatok (redukciós folyamatok).

A mikrobák életfolyamatuk során fogyasztják a talaj oldott szerves szén tartalmát, illetve más, elérhető szénforrásokat. Ennek során elektronokat adnak át a jelen lévő oxidálószereknek, és ennek révén energiához jutnak. Az oxidálószereknek különböző Gibbs-féle szabadenergiájuk van (jele: G, állandó hőmérsékleten és nyomáson lejátszódó reverzibilis reakciók maximális hasznos munkája. ΔG =ΔH – TΔS, ahol H az entalpia, T a hőmérséklet, S az entrópia).

Ezek az oxidálószerek csak bizonyos redoxpotenciál érték alatt vesznek fel elektronokat. Nézzük meg részletesebben a folyamatot a kormányzóegyenletek felírásával!

A DNDC modell a Nernst-egyenletet

(VI.1.)

ahol E az elektródpotenciál, Eo az adott redoxi-rendszer standard potenciálja, R az univerzális gázállandó, T a termodinamikai hőmérséklet, z a töltésszám, F a Faraday-állandó, c pedig az elektrolit-oldat koncentrációja)

és a Michaelis-Menten-egyenletet

  

(VI.2.)

felhasználva szimulálja a szubsztrátok, a redoxpotenciál és a mikrobiális aktivitás közötti kölcsönhatásokat. A Michaelis–Menten-egyenletben V az emnzimreakció sebessége, [S] a szubsztrát-koncentráció. (Azokat a vegyületeket, amelyek a katalizált reakció során megváltoznak szubsztrátoknak (S) nevezzük, a keletkező vegyületeket pedig termékeknek.) Vmax az elméletileg elérhető maximális reakciósebesség. (Megjegyezzük, hogy a reakciósebesség nagyon magas (végtelen) szubsztrát-koncentrációknál aszimptotikusan tart egy maximális értékhez, amit Vmax-nak nevezünk.), KM az ún. Michaelis–Menten-állandó, ami formálisan annak a szubsztrát-koncentrációnak felel meg, amelynél a reakció sebessége a Vmax felével egyenlő.

VI.2. ábra. A metán körforgásának főbb lépései.

VI.3. ábra. A nitrifikáció és a denitrifikáció lépesei.

A redukciós-oxidációs (redox) reakciók egyik legfontosabb paramétere a redoxpotenciál. A redukciós-oxidációs reakció folyamán az egyik anyag (redukáló szer) elektront ad le, a másik anyag (oxidáló szer) elektront vesz fel:

Red = Ox + e.

(VI.3.)

Ha egy közegben van a redukáló és az oxidáló anyag, akkor ezt a rendszert redoxi-rendszernek nevezik. A Nernst-egyenlet alapján a redoxpotenciál megbecsülhető a vizes fázisban lévő oxidáló- és redukálószer koncentrációjából (Stumm és Morgan, 1981):

(VI.4.)

ahol, Eh a redoxpotenciál [V], E0 a standard elektomotoros erő [V], R az univerzális gázállandó (8,314 J mol–1 K–1), T a hőmérséklet [K], n az átvitt elektronok száma, F a Faraday-állandó (96 485  C mol–1), majd az oxidánsok [mol dm-3)]és reduktánsok [mol dm-3)] koncentrációja.

Anaerob körülmények között bizonyos oxidánsok fogyásával a redoxpotenciál fokozatosan csökken. Az oxidánsok fogyásának a mértéke leírható a Michaelis–Menten-egyenlettel. Az egyensúlyi egyenlet alapján a redukció mértékét az oxidáns tartalom és a hozzáférhető C-koncentráció szabályozza:

(VI.5.)

ahol F [oxidáns] az időegység alatt redukálódott oxidáns rész, DOC a vízben oldott állapotban hozzáférhető szerves-anyag koncentráció, a, b, c állandók.

A talaj uralkodó oxidáns és reduktáns koncentrációi alapján a Nernst-egyenlet számolja a redoxpotenciált. A redoxpotenciál értéke alapján a talaj két részre osztható: viszonylag anaerob és viszonylag aerob mikrokörnyezetre. A méretarányok alapján a DNDC kiosztja a szubsztrátokat (DOC, NO3-, NH4+) az aerob és az anaerob mikrokörnyezetbe. Az anaerob térfogatrészbe kiosztott szubsztrátok csak a reduktív (denitrifikáció, metanogenezis), amíg az aerob térfogatrészbe allokált szubsztrátok csak az oxidatív (nitrifikáció) reakciókban vehetnek részt. Az aerob/anaerob térrészben lezajlódó reakciók reakciósebességét a Michaelis–Menten-egyenlet írja le. Amikor a talajt elönti a víz, akkor az oxigén tartalom csökken, vagyis az anaerob rész kiterjed és akkor éri el a maximális nagyságát, amikor az oxigén elfogy. Abban a pillanatban új oxidáns (NO3-) lesz domináns a talajban és új anaerob térrész kezd növekedni az NO3- kimerüléséig. Az O2, NO3-, Mn4+, Fe3+, SO42- kimerülési sort követve a DNDC megbecsüli a redoxpotenciál dinamikáját, akárcsak a reduktív/oxidatív reakciókban keletkezett CO2, N2O, CH4 fogyását és képződését. Az anaerob térrészekkel a modell összekapcsolja a redoxpotenciál értékét ami meghatározza a vizes talaj nyomgázfluxusát. A vízgazdálkodási gyakorlatot tehát összeköti a modell a redoxpotenciál dinamikájával, és így az üvegházgáz-kibocsátásával.

VI.4.1. Bomlás (dekompozíció)

A DNDC modell következő almodellje a dekompozíciós folyamatokat írja le. Modellezi a talaj szerves anyag tartalmának bomlását, az ammónia-képződést, -párolgást, valamint a szén-dioxid képződést. Ezek a folyamatok is főként a talajmikrobák révén mennek végbe. A szerves széntartalmat a modell négy részre bontja, amelyekben eltérő a szerves anyag lebomlási sebessége. A négy nagy rész a következő: i) növényi maradványok, ii) mikrobiális biomassza, iii) humidok (aktív humusz) és iv) a passzív humusz. A bomlás sebességét erősen befolyásolják a talaj paraméterei, úgymint a nitrogéntartalom, a talajhőmérséklet és -nedvesség, az agyagtartalom, stb. A modell az egyes részek (szénraktárak) között átjárást biztosít, vagyis az egyik részben lebomlott szén más formában megjelenhet egy másik szén raktárban, ahol további folyamatokban vehet részt. A modell a keletkező oldott szerves szenet a bomlás köztitermékeként kezeli, amelyet a talajban lévő mikrobák használnak fel.

A szerves anyagok bomlása közben más, nitrogén tartalmú vegyületek is átalakulnak pl. ammóniumionná mineralizálódhatnak, amelyek később megjelennek a nitrifikációs folyamatokban. Az ammóniumion egyensúlyt tart i) a talajban lévő agyagon adszorbeálódott NH4+-gyal és ii) az oldott NH3-mal.

VI.4.2. A talaj nitrogén dinamikája – nitrifikáció/denitrifikáció

A DNDC modell számos bio-geokémiai folyamat követésével (bomlás, ammonifikáció, ammónium-ammónia egyensúly, mikrobiális asszimiláció, növényi felvétel, ammónia párolgás, (de)nitrifikáció) szimulálja a N dinamikáját a talajban (Li, 2000). A szervetlen műtrágyán és trágyán keresztül (antropogén hatás) a talajba juttatott nitrogén bemenő adat. A modell számol a természetes N bevitellel is, ami a napi csapadék N-tartalmából (nedves ülepedés) és a nitrogén száraz ülepedéséből származik. A csapadékhoz hasonlóan az öntözővíz N-hozzájárulását is figyelembe veszi a modell. Ezért kellenek pl. öntözési adatok az országos Statisztikai Hivatal adatbázisával. (Látjuk nincs is túl távol egymástól a meteorológia, az ökológiai modellezés és a társadalomtudomány.)

A talajba keveredő friss szervesanyag különböző raktárakba oszlik szét. Ezek a raktárak eltérő tulajdonságokkal (C/N arány) és ezáltal eltérő bomlási sebességgel rendelkeznek. A maradványok elsőként a mikrobiális biomasszába asszimilálódnak, amellyel a talaj szabad NH4+ és NO3- mennyiségét csökkentik, így más a C/N arány a mikrobiális biomasszában, mint a talajban. A mikrobák pusztulásakor a biomassza humusszá alakul. Az aktív humusz a mikrobiális aktivitástól függően tovább alakulhat passzív humusszá. A bomlási folyamatok alatt a szerves N-frakció átrendeződik/újraoszlik a szervesanyag raktárakba, más része az ammonifikáción keresztül ammóniummá alakul. A talaj folyékony fázisában oldott szabad NH4+ ionokat a növényi gyökerek abszorbeálhatják, de adszorbeálódhatnak az agyaghoz, vagy nitráttá oxidálódhatnak a nitrifikálók által. Ugyanakkor növényi N-szükségletként az NH4+ és a NO3- abszorbeálódhat is. Az NH4+ adszorpcióját/deszorpcióját az NH4+ koncentrációja szabályozza. Az adszorpció/deszorpció számszerű meghatározásához a modell a Langmuir-egyenletet használja. Amikor a szabad NH4+ ionok koncentrációja csökken a folyékony fázisban, akkor az agyaghoz kötött NH4+ ionok fokozatosan deszorbeálódnak a talajvízbe az izoterm egyensúly alapján.

A NH4+ oxidációját a nitrifikációs rutin számolja. A modell a nitrifikáció szimulációjánál a nitrifikáló aktivitást és a talaj NH4+ koncentrációját követi, melyekre hatással vannak a környezeti faktorok (talajhőmérséklet, talajnedvesség, pH). Az ammónium-oxidálók növekedési és fogyási arányának számolása az oldott szerves széntartalom (DOC) koncentráció, a talajhőmérséklet és a talajnedvesség alapján történik. A modell egy kinetikus „anaerob ballon” sémán keresztül szimulálja a CH4 és N2O képződést/fogyást (Li, 2000; Li et al., 2004). Az „anaerob ballon” írja le a talaj aerációs állapotát, számítva az oxigén diffúzióját és fogyását a talajprofilban. A kiszámított redoxpotenciál alapján a talaj egyes rétegeit felosztja aerob és anaerob részekre, ahol a nitrifikáció és denitrifikáció zajlik. Amikor nő az „anaerob ballon”, több szubsztrát (DOC, NH4+, N-oxidok) jut az anaerob mikrobáknak, ezzel serkentve a denitrifikációs folyamatot.  Amikor a „ballon” zsugorodik, a talaj szárad az esőzés után, a denitrifikáló rész minden egyes rétegben csökken a talaj víztartalmával együtt, vagyis a nitrifikáció fokozódik.

Aerob körülmények között az NO és az N2O fő forrásaként a nitrifikációt állapították meg, ahol az N2O vagy NO képződés arányban áll a nitrifikációs sebességgel, habár a folyamatok egy része ismeretlen maradt. A nitrifikációt szabályozó faktorok a talajhőmérséklet, a nedvesség, a pH, és az NH4+ koncentráció. A környezeti faktorok és a nitrifikációs sebesség közötti kapcsolatokat a megfigyelések és az alkalmazások általánosításából kapták a DNDC-ben. A modell a nitrifikáció sebességét a nitrifikálók aktivitásának és az NH4+ koncentrációjának nyomon követésével határozza meg. Az NH4+ oxidálók növekedési és fogyási arányának/sebességének a számítása a DOC koncentráció, talajhőmérséklet és talajnedvesség alapján történik.

Az N2O és az NO talajkibocsátásnak másik fő forrása a denitrifikáció. A DNDC órás időléptékű denitrifikációs almodelljét három körülmény aktiválja: i) a növekvő talajnedvesség, ii) a csökkenő talajoxigén elérhetősége pl. öntözés, elárasztás vagy egy csapadékesemény hatására, de idetartozik a 0 °C alatti talajhőmérséklet is. Ez az utolsó feltétel viszonylag új tulajdonság a DNDC-ben. A −5 °C-nál kisebb léghőmérséklet mellett a talajt fagyottnak feltételezi, ami így meggátolja az oxigén diffúzióját a talajba.

A redoxpotenciál függ a talaj szervesanyag tartalmától, mint az oxigénfogyasztás helyettesítőjétől, vagyis a denitrifikációs arányt a redoxpotenciál egy szorzójával számolja a modell. A denitrifikációs folyamatok beindulása, a hozzáférhető NO3- kezdeti állapota és az oldott szénkészlet a dekompozíciós almodell feltétele. Mivel a denitrifikáció tipikusan egymást követő reakciósor, a kémiai kinetikus reakciósor alaptörvényeit követve számolható az NO, az N2O és az N2 fluxus. Mint a reakciók köztitermékei az NO és az N2O fluxusai megbecsülhetők ezen gázok képződése, fogyása, illetve a rendszerből való távozásának az arányaival. Az NO és az N2O diffúzió-sebességét a talajporozitás, a talajhőmérséklet és -nedvesség, valamint az agyagtartalom függvényében számolja a modell (Li, 2000). Terepi és laboratóriumi megfigyelések alapján a denitrifikáció sebességét többek között a talajhőmérséklet, a talajnedvesség, a redoxpotenciál, a pH és a szubsztrát-koncentráció (DOC, NO3-, NO2-, NO, N2O) szabályozza. A modell a nitrát, a nitrit, az NO és az N2O denitrifikálók relatív növekedési sebességét is szimulálja a DOC koncentráció, a redoxpotenciál és a nitrogén-oxidok alapján. Az „anaerob ballon” séma a talajmátrixot felosztja aerob és anaerob részre. Az oxigén diffúzióját és fogyását nyomon követve a talajprofilban a DNDC szimulálja az „anaerob ballon” zsugorodását, vagy tágulását. A denitrifikáció csak az anaerob rész szubsztrát-allokációját foglalja magába. A denitrifikálók relatív növekedési sebességének számolásához egy egyszerű függvény írja le a tápanyagfüggő növekedést. A teljes denitrifikáló biotömegnek meghatározott részét képezi a denitrifikálók fogyási aránya. Azzal a feltételezéssel élnek, hogy a denitrifikálók relatív növekedési sebessége független a különböző szubsztrátoktól és a baktériumok közötti versengés az oldott szerves széntartalmon (DOC) keresztül történik. A nitrifikáció és a denitrifikáció párhuzamosan is végbemegy a talajban. A ballonon kívüli, nitrifikáción keresztül képződött N2O képes bediffundálni az anaerob ballonba, ahol részt vesz a denitrifikációban és tovább redukálódik N2-vé. A ballonon belül képződött CH4 képes diffundálni az aerob részre, ahol oxidálódhat. Általában tehát a nitrifikációt és a denitrifikációt, valamint a CH4 képződést és oxidálódást együtt modellezi a DNDC. A fenti reakciósorokat, a képződő nitrogénvegyületeket szemlélteti a VI.4. ábra a talaj relatív víztartalmának a függvényében.

VI.4. ábra. A talaj vízzel való telítettségének hatása a nitrogén nyomgázok keletkezésére és  relatív fluxusára (Kirkman (2001), adapted from Dawidson (1991)).