مروری بر گیاه‌پالایی خاک‌های آلوده به فلزات سنگین

نوع مقاله: مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 دانشجوی دکتری اکولوژی گیاهان زراعی، گروه زراعت، دانشکده کشاورزی، دانشگاه فردوسی مشهد*(مسئول مکاتبات).

2 استادیار گروه زراعت، دانشکده کشاورزی، دانشگاه شهرکرد.

3 دانشجوی کارشناسی ارشد علوم و تکنولوژی بذر، دانشکده کشاورزی، دانشگاه بیرجند.

چکیده

سمیت فلزات سنگین و تجمع آن‌ها در زنجیره‌های غذایی یکی از اصلی‌ترین معضلات زیست محیطی و بهداشتی جوامع مدرن است. اگرچه امکان اصلاح خاک‌های آلوده به فلزات سنگین با استفاده از تکنیک‌های شیمیایی، فیزیکی و یا زیستی وجود دارد، اما روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح مناطق آلوده به فلزات سنگین هزینه‌بر، وقت‌گیر و تخریب‌کنند‌ه‌ی محیط‌ زیست می‌باشند. از این رو، طی سال‌های اخیر دانشمندان و مهندسین درصدد طراحی و توسعه‌ی تکنیک‌های زیستی‌ برآمدند که بتوانند مکان‌های آلوده به فلزات سنگین را بدون آنکه بر حاصلخیزی و تنوع بیولوژیکی خاک اثرات سوئی داشته باشند پاکسازی و تعدیل نمایند. گیاه‌پالایی از جمله فناوری‌های سبز و دوست‌دار محیط‌زیست است، که از لحاظ اقتصادی مقرون‌به‌صرفه و از لحاظ انرژی کم ‌هزینه می‌باشد. این فناوری دربرگیرنده‌ی استفاده از گیاهان و ریزجانداران وابسته به آن‌ها جهت پاکسازی و یا تثبیت آلاینده‌های سمی نظیر فلزات سنگین است. در مقاله‌ی حاضر مروری کوتاه بر فناوری گیاه‌پالایی و تکنیک‌های مختلف آن خواهیم داشت.

کلیدواژه‌ها


 

 

 

 

 

فصلنامه انسان و محیط زیست، شماره 23، زمستان  91

 

مروری بر گیاه‌پالایی خاک‌های آلوده به فلزات سنگین

 

محمدرضا نادری[1]*

munajafabad@yahoo.com

عبدالرزاق دانش‌شهرکی[2]

رضوان نادری[3]

 

چکیده

سمیت فلزات سنگین و تجمع آن‌ها در زنجیره‌های غذایی یکی از اصلی‌ترین معضلات زیست محیطی و بهداشتی جوامع مدرن است. اگرچه امکان اصلاح خاک‌های آلوده به فلزات سنگین با استفاده از تکنیک‌های شیمیایی، فیزیکی و یا زیستی وجود دارد، اما روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح مناطق آلوده به فلزات سنگین هزینه‌بر، وقت‌گیر و تخریب‌کنند‌ه‌ی محیط‌ زیست می‌باشند. از این رو، طی سال‌های اخیر دانشمندان و مهندسین درصدد طراحی و توسعه‌ی تکنیک‌های زیستی‌ برآمدند که بتوانند مکان‌های آلوده به فلزات سنگین را بدون آنکه بر حاصلخیزی و تنوع بیولوژیکی خاک اثرات سوئی داشته باشند پاکسازی و تعدیل نمایند. گیاه‌پالایی از جمله فناوری‌های سبز و دوست‌دار محیط‌زیست است، که از لحاظ اقتصادی مقرون‌به‌صرفه و از لحاظ انرژی کم ‌هزینه می‌باشد. این فناوری دربرگیرنده‌ی استفاده از گیاهان و ریزجانداران وابسته به آن‌ها جهت پاکسازی و یا تثبیت آلاینده‌های سمی نظیر فلزات سنگین است. در مقاله‌ی حاضر مروری کوتاه بر فناوری گیاه‌پالایی و تکنیک‌های مختلف آن خواهیم داشت.

 

کلمات کلیدی: فلزات سنگین،گیاه‌پالایی، استخراج‌گیاهی، تصفیه‌ی‌گیاهی، تبخیر‌گیاهی، تثبیت‌گیاهی.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

مقدمه

 

      فلزات سنگین از جمله آلاینده‌های زیست محیطی‌ هستند که در تمام نقاط جوامع صنعتی یافت می‌شوند (1). واژه‌ی فلزات سنگین به فلزها و شبه فلزهایی که دارای چگالی بیش از 5 گرم بر سانتیمتر مکعب هستند، اطلاق می‌‌شود. سرب (Pb)، روی (Zn)، مس (Cu)، کادمیم (Cd)، نیکل (Ni)، آرسنیک (As)، آهن (Fe)، منگنز (Mn)، مولیبدن (Mo)، کبالت (Co)، منیزیم (Mg)، جیوه (Hg)، کروم (Cr)، نقره (Ag) و سلنیوم (Se) از جمله‌ی این فلزات می‌باشند (2). سمیت فلزات سنگین و تجمع آن‌ها در زنجیره‌های غذایی یکی از اصلی‌ترین معضلات زیست محیطی و بهداشتی جوامع امروزی است (2). آلودگی خاک به‌ وسیله‌ی فلزات سنگین با آلودگی آب یا هوا متفاوت است، چرا که فلزات سنگین در داخل خاک به مدت طولانی‌تری نسبت به سایر بخش‌های بیوسفر باقی می‌مانند و در خاک دوام و بقای بیشتری دارند (1). معضل اصلی مربوط به فلزات سنگین آن است که این آلاینده‌های غیرآلی بر خلاف آلاینده‌های آلی تجزیه‌پذیر نمی‌باشند. این واقعیت، فلزات سنگین را به یکی از خطرناک‌ترین گروه آلاینده‌های زیست محیطی مبدل ساخته است (3). گیاهان به برخی از فلزات سنگین در غلظت‌های بسیار پایین نیاز دارند، اما زمانی که غلظت این فلزات از حد نیاز گیاه بالاتر می‌رود منجر به بروز اختلالات متابولیکی و بازدارندگی رشد اغلب گونه‌های گیاهی می‌گردند (3). فلزات سنگینی مانند مس و روی برای رشد و نمو طبیعی گیاه ضروری هستند، چراکه این فلزات از اجزای ساختمانی بسیاری از آنزیم‌ها و پروتئین‌ها می‌باشند (3). به عنوان مثال، فلز روی جزء سازنده‌ی بسیاری از آنزیم‌ها شامل دهیدروژناز، پروتئیناز و پپتیداز است و در متابولیسم کربوهیدرات‌ها، پروتئین‌ها، فسفات‌ها و اکسین‌ها و نیز در تشکیل ریبوزوم و RNA در گیاهان مشارکت دارد. مس در تعدادی از فرآیندهای فیزیولوژیکی گیاه شامل فتوسنتز، تنفس، توزیع کربوهیدرات‌ها، متابولسیم نیتروژن و دیواره‌ی سلولی و تولید دانه، که در مقاومت گیاه نسبت به بیماری‌ها نقش دارند، سهیم است (3). به‌ هر حال، زمانی که این فلزات با غلظت‌های بالا در خاک وجــود داشته باشند اثرات سمــی و مخــربی را بر سلول‌ها ایجاد خواهند کرد (3). لذا، وجود مقادیر بسیار زیاد از هر دو گروه فلزات ضروری (شامل روی، مس، آهن، منگنز، منیزیم و مولیبدن) و غیرضروری (مانند سرب، کادمیم، جیوه، آرسنیک، کروم، سلنیوم، کبالت و نقره) در خاک منجر به بروز علایم مسمومیت و جلوگیری از رشد گیاهان می‌شود (3). طی ده سال اخیر، میزان انتشار سالانه فلزات سنگین در جهان به 22000 تن برای کادمیم، 939000 تن برای مس، 783000 تن برای سرب و 1350000 تن برای روی، رسیده است (4). منشأ فلزات سنگین آلوده‌کننده‌ی خاک شامل استخراج و ذوب سنگ‌های معدنی فلزدار، صنایع ریخته‌گری، لجن و رسوبات باطری اتومبیل، تمرین‌های نظامی، مناطق دفن و انباشت زباله‌ها و فاضلاب‌ها، کودهای کشاورزی و صنایع الکترونیکی، می‌باشد (5). در گونه‌های گیاهی غیر مقاوم، فلزات سنگین طیف وسیعی از فعالیت‌های سلولی گیاه شامل فتوسنتز، تنفس، تغذیه‌ی معدنی، ویژگی‌ها و ساختمان غشای سلولی و بیان ژن را تحت تأثیر قرار می‌دهند (6). کادمیم (Cd) یکی از خطرناک‌ترین آلاینده‌های خاک است که اثرات سوء آن شامل جلوگیری از رشد ریشه و اندام‌ هوایی گیاه، کاهش شدید عملکرد محصول، تأثیر بر جذب عناصر غذایی و تعادل زیستی[4] می‌باشد. به علاوه، این فلز  با تجمع در محصولات زراعی مهم و متعاقباً ورود به زنجیره‌های غذایی، معضلات بسیار جدی را برای سلامت و بهداشت انسان‌ها و حیوانات ایجاد می‌کند (6). کاهش زیست‌توده‌ی گیاه، پیامد مستقیم مسمومیت ناشی از کادمیم است که به‌ واسطه‌ی جلوگیری کادمیم از سنتز کلروفیل و انجام فتوسنتز رخ می‌دهد (6). ممکن است که غلظت‌های بسیار بالای کادمیم منجر به کاهش جذب عناصر غذایی، جلوگیری از فعالیت‌های آنزیمی و القای تنش اکسداتیو[5]، که شامل دگرگونی در آنزیم‌های مربوط به سیستم دفاعی آنتی اکسیدان [6]است، شود (6). خلاصه‌ای از اثرات ایجاد شده در گیاهان به‌وسیله‌ی فلزات سنگین کادمیم، کروم، مس، جیوه، نیکل، سرب، و روی، در جدول 1 موجود می‌باشد. استفاده از لجن فاضلاب، زباله‌های شهری و کودهای شیمیایی حاوی کادمیم (مانند کودهای فسفره) باعث افزایش غلظت کادمیم در خاک می‌شود (6).

 

 

 

جدول1- اثرات اصلی فلزات سنگین در گیاهان (7)

فلز

اثرات

کادمیم

کاهش جوانه‌زنی بذر، مقدار لیپید و رشد گیاه؛ القای تولید کلات‌های گیاهی

کروم

کاهش فعالیت آنزیمی و رشد گیاه؛ آسیب رساندن به غشای سلول و ریشه‌ی گیاه و ایجاد سبزاک

مس

جلوگیری از فتوسنتز، رشد گیاه و فرآیندهای تولید‌مثلی؛ کاهش سطح بیرونی تیلاکوئید

جیوه

کاهش فعالیت فتوسنتزی، جذب آب و آنزیم‌های آنتی‌اکسیدان؛ تجمع فنول و پرولین

نیکل

کاهش جوانه‌زنی بذر، تجمع ماده‌ی خشک، تولید پروتئین، کلروفیل‌ها و آنزیم‌ها؛ افزایش آمینواسیدهای آزاد

سرب

کاهش تولید کلروفیل و رشد گیاه؛ افزایش سوپراکساید دیسموتاز

روی

کاهش سمیت نیکل و جوانه‌زنی بذر؛ افزایش رشد گیاه و نسبت ATP به کلروفیل

 

 

سرب (Pb)، یکی دیگر از فلزات سنگین است که دارای کارکرد زیستی مشخصی نمی‌باشد و از پتانسیل ایجاد مسمومیت برای گیاهان و سایر موجودات زنده برخوردار است. این فلز به‌ دلیل پراکنش گسترده‌ در جوامع شهری و صنعتی و خطر بالقوه‌ی آن برای محیط زیست، سلامت انسان‌ها و حیوانات، منشأ نگرانی‌های متعددی گردیده است. سرب نه تنها فعالیت ریزجانداران خاک را تحت تأثیر قرار داده و سبب از دست رفتن حاصلخیزی خاک می‌شود، بلکه باعث بروز تغییر در شاخص‌های فیزیولوژیکی رشد گیاهان و در نهایت کاهش عملکرد آن‌ها نیز می‌گردد (8). این فلز به‌ واسطه‌ی ورود به زنجیره‌های غذایی، در بدن انسان‌ها و حیوانات تجمع می‌یابد و سلامتی آن‌ها را به مخاطره می‌اندازد (8). فلزات سنگین سمی به DNA آسیب می‌رسانند و احتمالاً اثرات سرطان‌زایی آن‌ها در حیوانات و انسان‌ها از قابلیت جهش‌زایی این فلزات سرچشمه می‌گیرد (9). قرار گرفتن در معرض سطوح بالای این فلزات با ایجاد اثرات مخرب در سلامتی انسان‌ها و حیات‌وحش مرتبط است (10). کادمیم دارای نیمه عمر بسیار طولانی در بدن انسان است و به میزان زیاد در کبد و کلیه‌ها تجمع می‌یابد. این عنصر برای مدت نسبتاً طولانی (20 تا 30 سال) در کلیه‌های انسان باقی می‌ماند و در غلظت‌های بالا موجب اثرگذاری سوء  بر سیستم تنفسی شده و با بروز بیماری‌های استخوانی در ارتباط است (10). علاوه بر این، کادمیم دارای اثرات سرطان‌زایی نیز می‌باشد (11). به واسطه‌ی قرار گرفتن ممتد و طولانی مدت در معرض سرب، به تدریج غلظت آن در بافت‌های بدن انسان افزایش یافته و موجب اختلال در فعالیت‌های طبیعی مغز، کلیه‌ها، دستگاه تولیدمثلی و سیستم قلبی-عروقی می‌گردد. بر اساس گزارشات موجود، کودکان بسیار آسانتر از افراد بالغ، سرب را در دستگاه گوارشی خود جذب نموده و از طرف دیگر، سیستم عصبی کودکان در حال رشد نسبت به اثرات مخرب این فلز بسیار حساس می‌باشد (10). مسمومیت ناشی از سرب در کودکان باعث آسیب‌های عصبی می‌شود و این صدمات منجر به کاهش ضریب هوشی، از دست دادن حافظه‌ی کوتاه مدت، ناتوانی در یادگیری و اختلالات هماهنگی اعضاء می‌گردند (11). اثرات آرسنیک شامل مشکلات قلبی-عروقی، سرطان پوست و سایر معضلات پوستی، بیماری‌های سیستم عصبی محیطی و آسیب‌های کلیوی، است (10). خطرات اصلی ناشی از جیوه بر سلامت انسان‌ها شــامــل آسیب رســانـدن به سیستم عصبی با علایمی از جمله لرزش غیرقابل کنترل، ضعف ماهیچه‌ای، کم‌بینایی و معیوب و بدشکل شدن اندام‌های نوزادان در رحم مادر می‌باشد (17). از این رو، به ‌منظور احیای مجدد اراضی و حداقل کردن خطر ورود عناصر سمی به زنجیره‌های غذایی، پاکسازی اغلب مکان‌های آلوده به فلزات سنگین امری ضروری است (11).

 

واکنش‌های گیاهی نسبت به فلزات سنگین

سمیت گیاهی ناشی از فلزات سنگین بر حسب گونه‌ی گیاه متفاوت است. برای گیاهان گل‌دار سمیت فلزات سنگین به ترتیب آرسنیک (As)~جیوه (Hg) > کادمیم (Cd) > تالیوم (Tl) > سلنیوم (Se) > سرب (Pb) > بیسموت (Bi)~آنتیمون (Sb)، می‌باشد (12). با این وجود، نکته مهم آن است که عوامل متعددی می‌توانند این ترتیب را تحت تأثیر قرار دهند. این عوامل شامل ویژگی‌های خاک و نوع گیاه می‌باشند (12). حساسیت گیاهان نسبت به فلزات سنگین وابسته به شبکه‌ای از مکانیسم‌های فیزیولوژیکی و مولکولی مرتبط به هم است که تعدادی از این مکانیسم‌ها شامل 1- جذب و انباشت فلزات از طریق برقراری پیوند با مواد مترشحه‌ی برون سلولی و اجزای سازنده‌ی دیواره‌ی سلولی؛ 2- جریان فلزات سنگین از سیتوپلاسم به سمت اجزای سلولی واقع شده در بیرون از هسته مانند واکوئل‌ها؛ 3- تشکیل کمپلکس در درون سلول، میان یون‌های فلزی با مواد مختلفی از جمله اسیدهای آلی، آمینواسیدها، کلات‌های گیاهی و متالوتیونین‌ها؛ 4- تجمع اسمولیت‌ها و محافظین اسمزی[7] و القای تولید آنزیم‌های آنتی‌اکسیدان؛ 5- فعال‌سازی یا تعدیل متابولیسم گیاه به‌ منظور فراهم آوردن تعداد کافی از مسیرهای متابولیکی عملیاتی و احیای سریع ساختارهای سلولی آسیب‌دیده می‌باشد (13).

گیاهان به‌ منظور ادامه‌ دادن به رشد خود بر سطح خاک‌های آلوده به فلز، از سه استراتژی اصلی بهره می‌گیـرند: 1- طردکنندگان فلز[8]: این گیاهان طی زمانی که طیف وسیعی از غلظت‌های فلز در خاک موجود است، به طور موثری از ورود یون‌های فلزی به درون بخش‌های هوایی خود جلوگیری می‌کنند، با این وجود، غلظت فلزات سنگین در ریشه‌های این گیاهان همچنان بالا خواهد بود. 2- نشانگرهای فلز[9]: این گیاهان فلزات را در بافت‌های هوایی خود انبـاشت می‌کننـد و به طور کلی غلظت فلز در بافت‌های این گیاهان منعــکس‌کننــده‌ی غلــظت آن فلــز در خاک می‌بــاشــد. 3- ذخیره‌کنندگان فلز[10]: این گونه‌های گیاهی که تحت عنوان بیش‌اندوز[11] نامیده می‌شوند، قادرند فلزات را تا سطوح بسیار بالاتر از غلظت‌هایی که در خاک و یا بافت‌های گیاهان غیربیش‌اندوز مجاور آن‌ها وجود دارد، در اندام هوایی خود متمرکز و انباشت نمایند. به طور کلی، صرف نظر از غلظت فلز در خاک، گونه‌های گیاهی که بتوانند عناصر نیکل، کبالت، مس، کروم و سرب را به میزان بیش از 1/0 درصد وزن خشک و فلز روی را به میزان بیش از 1درصد وزن خشک اندام‌ هوایی انباشت نمایند، بیش‌اندوز محسوب می‌شوند (13).

 

مکانیسم‌های تعادل سلولی، تحمل و سم‌زدایی از یون‌های فلزی در گیاهان تحت تنش

تحمل به فلز در گیاهان، به‌ صورت توانایی زنده ‌ماندن در خاکی که برای گیاهان دیگـــر سمی است، تعــریف شــده و به ‌واسطه‌ی برهم‌کنش بین ژنوتیپ گیاه و محیط بروز می‌یابد (14). گیاهان برای محافظت از خود در برابر مسمومیت فلزی باید مکانیسمی را توسعه دهند که به‌ وسیله‌ی آن، فلز وارد سیتوسول ‌شده و در آنجا یا فوراً به بیرون رانده شود و یا پیوند برقرار کرده و غیرفعال گردد و بدین ‌طریق از غیرفعال شدن پروتئین‌های کاتالیز‌کننده (آنزیم‌ها) یا پروتئین‌های ساختاری توسط فلز جلوگیری به عمل می‌آید (15).

 

ناقلین فلزی

ناقلین، واسطه‌ی ورود یون‌های فلزی از طریق ریشه‌ی گیاه به درون سلــول‌هــای آن می‌باشند. تعــدادی از ناقلین در حد فاصل بین سیتوسل و غشای ‌پلاسمایی، برخی در واکوئل‌ها و تعدادی نیز در اجسام گلژی وجود دارند. در گیاهان بیش‌اندوز، تحت شرایط وجود غلظت‌های بالای فلزات در خاک، بیان ژن‌های القاکننده‌ی تولید ناقلین فلزی به صورت افزایشی تنظیم می‌گردد (با افزایش غلظت فلز بیان این ژن‌ها نیز افزایش می‌یابد) و این امر موجب افزایش جذب و ورود یون‌های فلزی به درون سلول‌های گیاه می‌شود (16). از طرف دیگر، مشخص شده است که بیان بیش از حد ژن‌های القاکننده‌ی تولید ناقلین فلزی در مقاومت گونه‌های گیاهی بیش‌اندوز نسبت به فلزات سنگین نیز نقش دارد. این در حالی است که در گونه‌های گیاهی غیربیش‌اندوز[12] تنها تحت شرایط کمبود عناصر فلزی ضروری، بیان ژن‌های القاکننده‌ی تولید ناقلین فلزی افزایش می‌یابد (16).

 

کلات‌ها و سم‌زدایی از یون‌های فلزی

کلات‌ها از طریق دربرگرفتن یون‌های فلزی موجود در سیتوسول،‌ موجب سم‌زدایی از آن‌ها می‌شوند. در گیاهان، گروه‌های اصلی کلات‌‌ها شامل کلات‌های‌گیاهی[13]، متالوتیونین‌ها[14]، اسیدهای‌آلی و آمینواسیدها، می‌باشند. کلات‌های‌گیاهی، پپتیدهای غنی از سیستئین کوچکی می‌باشند که در پاسخ به فلزات سنگین تولید می‌شوند (17). واکنش تشکیل کلات‌های گیاهی به‌ وسیله‌ی آنزیم فیتوکلیتین‌سینتتاز [15]که نیازمند فعال‌سازی قبل‌ از ترجمه توسط فلزات سنگین و یا شبه‌فلزها، خصوصاً کادمیوم، نقره، سرب، مس، جیوه، روی، قلع و طلا می‌باشد، کاتالیز می‌شود. مولکول‌های کلات‌ گیاهی با فلزات سنگین کمپلکس تشکیل می‌دهند و سپس کمپلکس سیتوسولی کلات‌– فلز که وزن مولکولی کمی دارد به واکوئل انتقال یافته و در آنجا با اضافه شدن آنیون گوگرد (S2-)،کمپلکس‌های مولکولی اصلی و بزرگ تشکیل می‌شوند و بدین ترتیب یون‌های فلزی در واکوئل‌ها تجمع می‌یابند و دیگر نخواهند توانست موجب مسمومیت اجزای حیاتی سلول گردند (17). آزمون‌های آزمایشگاهی نشان داده‌اند که یکسری از آنزیم‌های گیاهی حساس به فلز می‌توانند غلظت 10 تا 1000 برابری کادمیم را زمانی که این فلز با یک کلات گیاهی کمپلکس ایجاد کرده است در مقایسه با هنگامیکه به ‌صورت یون رادیکال آزاد می‌باشد، تحمل کنند. محققین دریافته‌اند که گیاهان حساس نسبت به فلزات، فاقد توانایی لازم برای تشکیل کمپلکس‌های کلات–فلز می‌باشند (18). مشخص شده است که میزان سنتز کلات‌های گیاهی در گونه‌ی مقاوم به آرسنیک Holcus lanatus L، نسبت به گونه‌های غیرمقاوم بسیار بیشتر است (18). صرفنظر از سم‌زدایی، کلات‌های ‌گیاهی در برقراری تعادل‌زیستی فلزات در گیاهان نیز نقش دارند. کلات‌های‌گیاهی از یک طرف به‌واسطه‌ی ایجاد کمپلکس با یون‌های فلزی، آن‌ها را جمع‌آوری و در واکوئل‌ها‌ انباشت می‌کنند و از طرف دیگر، فلزات ضروری را به آپو آنزیم‌های تازه سنتزشده‌ای که نیازمند یون‌های Cu2+ یا Zn2+ جهت آغاز فعالیت کاتالیزوری خود هستند و یا به ساختارهای نوکلئیک‌اسیدی انتقال می‌هند (18).

متالوتیونین‌ها، پروتئین‌های غنی از سیستئین هستند که دارای جرم مولکولی کم می‌باشند و در خوشه‌های تیولات-فلز[16] شناسایی ‌شده در جنین‌های بالغِ گیاهان خانواده‌ی گندمیـان، به ‌شکل پروتئین اولیه‌ و ساده‌ی سیستئین‌دار به یون‌های فلزی متصل می‌شوند. مشخص شده است که بیان بیش از حد ژن‌های القاکننده‌ی تولید متالوتیونین‌ها موجب افزایش تحمل گیاهان نسبت به فلزات سنگین (خصوصاً روی و مس) می‌شود (18). 

اسیدهای‌آلی و آمینواسیدها به ‌دلیل توانایی یون‌های فلزی در واکنش با گوگرد (S)، نیتروژن (N) و اکسیژن(O)، لیگاندهای القا‌کننده‌ی بالقوه‌ای برای کلات‌سازی می‌باشند. سیترات، مالات و اگزالات در دامنه‌‌ای از فرآیندها شامل درجات متفاوت تحمل فلز، انتقال فلز از طریق آوندآبکش و انباشت و ذخیره‌ی فلزات در واکوئل‌ها مشارکت دارند (19). اسیدسیتریک در گیاهان ذخیره‌کننده‌ی نیکل، با یون Ni2+ کمپلکس تشکیل می‌دهد و موجب انباشت این فلز در واکوئل‌ها و در نتیجه افزایش تحمل گیاه نسبت به آن می‌شود (19). به همین نحو، مالات نیز در گیاهان متحمل به روی به ‌عنوان یک کلات‌ساز سیتوسولی عمل می‌نماید (19). گزارش شده است که سالیسیلیک‌اسید نیز نقش مهمی در حفظ تعادل‌ یونی گیاهچه‌های یونجه‌ی تیمار شده با کادمیم و آهن دارد. نقش هیستیدین نیز در کلاته‌ کردن یون‌های فلزی، مورد مطالعه قرار گرفته و مشخص شده است که میزان هیستیدین عصاره‌ی آوند چوبی گیاه بیش‌اندوز نیکل، یعنی Alyssum lesbiacum در معرض این فلز سنگین تا 36 برابر افزایش می‌یابد (19).

 

روش‌های اصلاح خاک‌های آلوده به فلزات سنگین

از زمان آغاز انقلاب صنعتی، آلودگی زمین توسط فلزات سمی شتـــاب بسیار زیــادی به خـود گــرفتــه است (20). به طورکلی، امکان تجزیه‌ی زیستی فلزات سنگین به فرآورده‌های با سمیت کمتر یا بیشتر وجود ندارد، لذا این فلزات بدون تغییر در محیط زیست باقی می‌مانند. از این رو، اصلاح خاک‌های آلوده به فلزات سنگین تنها با استفاده از تکنیک‌هایی که این آلاینده‌ها را از خاک خارج نموده و یا آن‌ها را در مکان خود تثبیت ‌نمایند، امکان‌پذیر است (20). اصلاح خاک‌های آلوده به فلزات سنگین با استفاده از تکنیک‌های شیمیایی، فیزیکی و یا زیستی صورت می‌پذیرد (20). تیمارهای فیزیکی و شیمیایی به صورت برگشت ‌ناپذیر خصوصیات خاک را تحت تأثیر قرار می‌دهند، تنوع زیستی را از بین می‌برند و ممکن است که خاک را به یک محیط کشت بی‌فایده و غیرحاصلخیز برای رشد گیاهان مبدل سازند. روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح و ترمیم خاک‌های آلوده عمدتاً پرهزینه نیز هستند. اصلاح شیمیایی مستلزم استفاده از مواد شیمیایی برای پاکسازی محیط‌زیست طبیعی است، اما این روش یک روش عمومی نیست، بدین معنا که یک ماده‌ی شیمیایی نمی‌تواند برای زدودن تمام یون‌های فلزی مــورد استفاده قرار گیــرد. علاوه ‌بر این، وجود گروه‌ها و انواع زیادی از مواد شیمیایی، پاکسازی فلزات سمی از محیط ‌زیست را به فرآیندی بسیار پیچیده تبدیل کرده است (21).

امروزه نیاز به توسعه‌ی روش‌های زیستی اصلاح خاک، که از لحاظ هزینه مقرون‌به‌صرفه باشند و آلودگی‌ها را بدون تأثیر گذاشتن بر حاصلخیزی خاک از بین ببرند، است. استفاده از روش‌های زیستی برای پاکسازی محیط ‌زیست شامل فن‌آوری‌های زیست‌پالایی[17] می‌باشد. زیست‌پالایی‌ بر مبنای استفاده از ریزجانداران طبیعی موجود و یا ریزجانداران ایجاد شده توسط مهندسی ژنتیک به ‌منظور احیای مجدد مکان‌های آلوده و حفاظت از محیط ‌زیست استوار است (21). علاوه ‌بر ریزجانداران، گونه‌های گیاهی خاص که غلظت‌های بالایی از فلزات سنگین را بدون بروز علایم مسمومیت در بافت‌های خود ذخیره می‌کنند نیز دارای توانایی احیای مجدد محیط ‌زیست در فرآیندی تحت عنوان گیاه‌پالایی[18] می‌باشند. گیاه‌پالایی می‌تواند روش‌های پایداری را برای اصلاح خاک‌های مبتلا به تجمع فلزات سنگین فراهم آورد (21). گیاه‌پالایی که دربرگیرنده‌ی استفاده از گیاهان برای زدودن، انتقال دادن، تثبیت کردن و یا تقلیل آلودگی‌ها در خاک، رسوبات و آب است، به مجموعه‌ی متنوعی از فن‌آوری‌های گیاه‌بنیان اطلاق می‌شود که از گیاهان طبیعی موجود و یا گیاهان ایجاد شده از طریق مهندسی ژنتیک جهت پاکسازی محیط‌های آلوده استفاده می‌کنند (22). برحسب نوع آلاینده‌ها، شرایط منطقه، درجه‌ی اصلاح مورد نیاز و گونه‌ی گیاهی، فن‌آوری ‌گیاه‌پالایی می‌تواند به‌ صورت تثبیت‌گیاهی[19] جهت محدود کردن آلایند‌ه‌ها و یا به ‌صورت استخراج‌گیاهی[20] و تبخیرگیاهی[21] جهت حذف آلاینده‌ها مورد استفاده قرار گیرد (22). از آنجایی که گیاه‌پالایی به ‌صورت درجا باعث پاکسازی آلودگی‌ها می‌شود، به حرکت درآمدن و برانگیخته شدن آن با استفاده از نور خورشید صورت می‌پذیرد و پس از کاشت گیاه به حداقل عملیات داشت و نگه داری نیاز دارد، هزینه‌ی آن به طور میانگین 1/0 سایر روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح و ترمیم خاک‌های آلوده به فلزات سنگین است و علاوه ‌بر این، به دلیل بهره‌گیری از گیاهان، این فن‌آوری از لحاظ زیبایی نیز بسیار خوشایند و مطبوع می‌باشد (23). تا به امروز، بیش از 400 گونه‌ی گیاهی متعلق به 45 خانواده که از پتانسیل ژنتیکی جذب و تحمل مقادیر بالای فلزات سنگین در بخش‌های هوایی خود برخوردار هستند، شناسایی شده است (11).

تکنیک‌های مختلف فناوری گیاه‌پالایی

تثبیت‌گیاهی

در این تکنیک، گیاهان مستقر در مکان آلوده به‌ جای خارج نمودن آلاینده‌ها از خاک، به‌ واسطه‌ی جذب فلزات در درون یا بر سطح ریشه‌های خود آن‌ها را تثبیت و غیرمتحرک می‌‌سازند. تثبیت‌گیاهی در برگیرنده‌ی استفاده از گونه‌های گیاهی ویژه به منظور غیرمتحرک کردن آلاینده‌ها در خاک از طریق جذب فلزات به درون سلول‌های ریشه‌، جذب سطحی بر روی ریشه‌ و یا رسوب در ناحیه‌ی ریزوسفر و تثبیت فیزیکی آلاینده‌های فلزی می‌باشد. با بهره‌گیری از این فرآیند قدرت تحرک آلاینده‌های فلزی کاهش یافته و از انتقال آن‌ها به داخل منابع آب‌ زیرزمینی و یا اتمسفر جلوگیری به عمل می‌آید (24). از طرف دیگر، قابلیت‌ جذب ‌زیستی آلاینده‌های فلزی به ‌منظور ورود به زنجیره‌های غذایی نیز کاهش خواهد یافت.از این روش می‌توان به طور موثری جهت احیای مجدد پوشش گیاهی در مکان‌هایی که پوشش طبیعی آن‌ها به‌ دلیل وجود غلظت‌های بالای فلزات سمی در خاک سطحی و یا اختلالات فیزیکی مواد سطحی خاک از بین رفته است، استفاده نمود (1). لاسات (2002) در تأیید ضرورت استفاده از این تکنیک برای احیای مناطق آلوده بیان داشت که گیاه‌پالایی خاک‌های آلوده به سرب مستلزم کاربرد هر دو روش استخراج‌گیاهی و تثبیت‌گیاهی می‌باشد (1).شمای کلی تکنیک تثبیت‌گیاهی در تصــویـر 1 به نمایش در آمده است.

کارآیی تثبیت‌گیاهی در خاک‌های با بافت مناسب، که دارای مقدار زیادی ماده‌ی آلی هستند بیشتر از سایر خاک‌ها است، با این‌ وجود امکان استفاده از این تکنیک در طیف وسیعی از خاک‌های آلوده، به منظور کاهش خطر آبشویی و حرکت آلاینده‌های فلزی به سمت منابع آب زیرزمینی و همچنین جلوگیری از جابه‌جایی آن‌ها توسط باد به مناطق غیرآلوده‌ی مجاور وجود دارد (25). هنگامی‌که به ‌‌دلیل وسعت زیاد منطقه‌ی آلوده‌ و یا نبود بودجه‌ی کافی، استفاده از روش‌های اصلاحی مرسوم تقریباً غیرعملی است، می‌توان با بهره‌گیری از تکنیک تثبیت‌گیاهی به نتــایج ارزشمنــدی دست یافت (25).

 

تصویر 1- شمای کلی تکنیک تثبیت‌گیاهی

 

ویژگی‌های اختصاصی گیاهان مناسب برای استفاده در تثبیت‌گیاهی آلاینده‌های فلزی عبارتند از: 1- متحمل بودن نسبت به غلظت‌های بالای فلزات سنگین، 2- تولید مقادیر زیاد زیست‌توده‌ی ریشه‌ای به منظور جذب درونی یا سطحی یون‌های فلزی و جلوگیری از تحرک آن‌ها در خاک و 3- ناتوانی گیاه در انتقال مقادیر زیاد آلاینده‌های فلزی از ریشه به اندام‌ هوایی، به طوری که نیازی به مدیریت شاخ و برگ برداشت شده گیاه نباشد (26).

یون و همکاران (2006) دریافتند که گیاهان دارای فاکتور تجمع[22]‌ بالا (شامل غلظت فلز سنگین در ریشه‌ی گیاه تقسیم بر غلظت همان فلز در خاک) و فاکتور انتقال[23] پایین (شامل غلظت فلز سنگین در اندام‌ هوایی گیاه تقسیم بر غلظت همان فلز در ریشه‌‌ی گیاه)، از توانایی تثبیت‌ فلزات سنگین برخوردار هستند (27).

از گونه‌های گیاهی که تاکنون به منظور تثبیت‌گیاهی فلزات سنگین مورد استفاده قرار گرفته‌اند می‌توان به Agrostis tenuis (سرب، روی و مس)، Festucarubra (سرب و روی)،Zygophyllum fabago (سرب، روی و مس)، Horedeum vulgare، Lupinus angustifoliusوSecale cereale (آرسنیک)، Brassica juncea (کادمیم) و Helianthus annuus (سرب) اشاره نمود (26).

 

تصفیه‌ی‌گیاهی

تصفیه‌ی‌گیاهی[24] دربرگیرنده‌ی استفاده از گیاهان برای پاکسازی محیط‌های مختلف آبی است. این روش شامل استفاده از ریشه‌ی گیاهان و یا گیاهچه‌ها به منظور جذب درونی یا سطحی آلاینده‌های فلزی موجود در منابع آبی و فاضلاب‌ها و انتقال آن‌ها به اندام هوایی گیاه می‌باشد (28). گیاهان خاکزی به دلیل برخورداری از سیستم‌ ریشه‌ای وسیع‌تر، از کارآیی بالاتری نسبت به گیاهان آبزی جهت استفاده در تکنیک تصفیه‌ی‌گیاهی برخوردار هستند. به عنوان مثال بوته‌‌های آفتابگردان به طور موفقیت‌آمیزی موجب زدودن آلاینده‌های رادیواکتیو از حوضچه‌های دفع فاضلاب نیروگاه اتمی چرنوبیل اکراین گردیدند. فرآیند تصفیه‌ی‌گیاهی مستلزم پرورش گیاهان خاکزی به ‌صورت هیدروپونیک (آبکشت) و سپس انتقال نشاها به منبع آب‌ آلوده‌ به‌ منظور جذب فلزات سنگین و انباشت آن‌ها در ریشه‌ و اندام‌ هوایی گیاه است (28). از طرف دیگر، ممکن است که ترشحات ریشه‌ای و تغییرات pH ناحیه‌ی ریزوسفر نیز باعث رسوب فلزات بر سطح ریشه گردند. در نهایت، زمانی که ریشه‌ها توسط آلاینده‌های فلزی اشباع شدند، کل گیاه و یا فقط ریشه‌های آن به منظور امحا شدن برداشت می‌گردند (22).

گونه‌ها‌ی گیاهی آبزی که دارای توانایی زدودن فلزات سنگین از منابع آبی هستند شامل سنبل‌آبی (Eichhornia crassipes)، قدح‌مریم (Hydrocotyle umbellata L.) و عدسک‌آبی (.Lemna minor L) می‌باشند. با این وجود، این گونه‌ها به‌ دلیل داشتن سیستم‌ ریشه‌ای کوچک و کم توسعه، کارآیی مطلوبی جهت زدودن فلزات سمی از منابع آبی ندارند (28).از طرف دیگر، درصد بالای آب موجود در بافت شاخ و برگ این گیاهان، خشک‌کردن، سوزاندن و کمپوست نمودن آن‌ها را نیز دشوار می‌‌سازد.علی‌رغم محدودیت‌های مذکور، زو و همکاران (1999) بیان داشتند که سنبل‌آبی گیاهی کارآمد به منظور زدودن عناصر فلزی نادر از نهرهای فاضلاب است. با تمام این اوصاف، گونه‌های ‌خاکزی آفتابگردان (Helianthus annus L.) و خردل‌ (juncea Brassica)، موثرترین گیاهان معرفی شده جهت استفاده در تکنیک تصفیه‌ی‌گیاهی و زدودن فلزات سنگین از محیط‌های آبی می‌باشند (26). ریشه‌های خردل‌ قادر به جذب کادمیم، کروم، مس، نیکل، سرب و روی هستند در حالی‌که آفتابگردان سرب، اورانیوم، سزیم137 و استرانسیوم90 را از محلول‌های هیدروپونیک می‌زداید (29).

گیاهان مورد استفاده در فرآیند تصفیه‌گیاهی می‌بایست از قدرت تحمل بالایی نسبت به فلزات سنگین برخوردار بوده، دارای هزینه‌ی نگهداری و داشت اندکی باشند، زیست‌توده‌ی ریشه‌ای قابل ملاحظه‌ای تولید نمایند و بتوانند مقادیر زیادی از فلزات سمی را در بافت ریشه و شاخ و برگ خود انباشت کنند (29).

 

تبخیر گیاهی

تبخیرگیاهی، شامل استفاده از گیاهان به ‌منظور استخراج فلزات خاص از خاک و سپس انتشار آن‌ها در اتمسفر به فرم گازی می‌باشد. برخی از آلاینده‌های فلزی نظیر جیوه و سلنیوم به ‌فرم گازی نیز در محیط یافت می‌شوند. فرآیند تبخیر‌گیاهی دربرگیرنده‌ی استفاده از گیاهان طبیعی موجود و یا گیاهان دستکاری شده با روش‌های مهندسی ژنتیک به منظور جذب فرم‌های عنصری آرسنیک، جیوه و سلنیوم از خاک، تبدیل زیستی آن‌ها در داخل بافت‌های گیاه به گونه‌های گازی‌ شکل توسط آنزیم‌هایی نظیر نیترات‌ردوکتاز، لاکاز[25]، دی‌هالوژناز[26] و نیتریلاز و در نهایت آزادسازی آن‌ها به درون اتمسفر می‌باشد (26). مکانیسم کلی فرآیند تبخیرگیاهی در تصویر 2 به نمایش در آمده است. جیوه و سلنیوم برای موجودات زنده سمی هستند لذا تردید‌هایی در مورد این که آیا تبخیر این عنــاصر به ‌داخل اتمسفر روشی بی‌خطر محسوب می‌شود یا خیر، وجود دارد (26). امروزه بیشتر توجهات به تبخیر‌گیاهی فلز سنگین سلنیوم معطوف گردیده است، چرا که این عنصر از معضلات زیست محیطی بسیار جدی در نقاطی از جهان که دارای خاک‌های‌ غنی از سلنیوم هستند، محسوب می‌شود (30). تری و همکاران (1992) بیان داشتند که گیاهان تیره‌ی شب‌بو[27] قادر به آزادسازی بیش از 40 گرم سلنیوم بر هکتار در روز به‌‌ شکل ترکیبات گازی مختلف می‌باشند.بعضی از گیاهان آبزی مانند لویی (Typha latifolia L.) نیز دارای توانایی تبخیر سلنیوم به اتمسفر هستند (30).

میزان سمیت ترکیبات فرار سلنیوم نظیر دی‌متیل‌سلنید به میزان یک-پانصدم تا یک-ششصدم سمیت فرم‌های غیرآلی سلنیوم موجود در خاک است (2).تبخیر سلنیوم و جیوه توسط گیاهان به اتمسفر یک راه‌ حل دائمی برای مکان‌های آلوده به این فلزات محسوب می‌شود، چرا که با استفاده از تکنیک تبخیرگیاهی فرم‌های غیرآلی این عناصر از خاک زدوده شده و از طرف دیگر، امکان تجمع گونه‌های فرار و گازی ‌شکل آن‌ها در هوای منطقه‌ی مورد نظر و یا مناطق مجاور آن نیز، بسیار اندک می‌باشد (30). به علاوه، ممکن است که با استفاده از این تکنیک، نیازی به اعمال استراتژی‌های مدیریتی خاص در منطقه‌ی آلوده پس از کاشت گیاه مورد نظر نباشد.این روش اصلاحی دارای مزایایی از جمله حداقل به‌ هم خوردگی خاک، فرسایش کمتر و عدم نیاز به از بین بردن مواد گیاهی آلوده‌، است (30).هیتون و همکاران (1998) بیان داشتند که تبخیرگیاهی جیوه (به شکل دی‌اکسیدجیوه) موجب تجمع مقادیر خطرناک این عنصر برای سلامتی موجودات زنده در داخل اتمسفر نمی‌شود، لذا به ‌نظر می‌‌رسد که تکنیک تبخیرگیاهی روشی نویدبخش و موثر به منظور اصلاح خاک‌های آلوده به سلنیوم و جیوه باشد (30).

یکی از معایب تکنیک تبخیر‌گیاهی آن است که در این روش برخلاف سایر روش‌های اصلاحی خاک‌های آلوده، با معضل فقدان کنترل کافی بر آلاینده‌های گازی آزاد شده به داخل اتمسفر در حین مهاجرت و جا‌به‌جایی آن‌‌ها به مناطق دیگر مواجه هستیم.با این وجود، تعدادی از بنیانگذاران روش تبخیر‌گیاهی بر این باورند که ترکیبات آلاینده‌ی فرار به دلیل قرار گرفتن در معرض فرآیندهای طبیعی نظیر تجزیه‌ی نوری، با سرعت بیشتری به ترکیبات بی‌خطر تجزیه شده و در نتیجه تبخیر آلاینده‌های فلزی موجود در خاک توسط گیاهان تأثیر قابل ملاحظه‌ای بر تجمع و انباشت آن‌ها در اتمسفر نخواهد داشت (2).

با تمام این اوصاف، استفاده از تکنیک تبخیرگیاهی در مناطق نزدیک به مراکز پر جمعیت و یا در مکان‌هایی که شرایط آب و هوایی منحصر به ‌فرد آن‌ها موجب رسوب و نشست سریع آلاینده‌های فرار موجود در اتمسفر بر سطح زمین می‌شود، خطرات پیش‌بینی نشده‌ای را به دنبال خواهد داشت (30). از این‌ رو، لازم است که قبل از انتخاب این روش برای اصلاح منطقه‌ی آلوده، پیامدهای آزادسازی ترکیبات فرار فلزی به درون اتمسفر را با دقت مورد مطالعه قرار داد (30).

 

 

تصویر 2- مکانیسم کلی تکنیک تبخیر‌گیاهی

 

استخراج‌گیاهی

استخراج‌گیاهی که انباشت‌گیاهی[28] نیز نامیده می‌شود، شامل فرآیند جذب آلاینده‌های فلزی موجود در خاک توسط ریشه‌ و سپس انتقال آن‌ها به اندام هوایی گیاه می‌باشد. در این روش از گیاهان خاصی تحت عنوان بیش‌اندوز[29] که قادر به جذب و تجمع مقادیر زیادی از فلزات در اندام‌ هوایی خود و در نتیجه کاهش غلظت این آلاینده‌ها در خاک می‌باشند، استفاده می‌شود. توانایی گیاهان بیش‌اندوز در خارج نمودن فلزات سمی از خاک، نتیجه‌‌ی وابستگی آن‌ها به جذب فلزاتی نظیر روی، منگنز، مس و منیزیم و همچنین جذب آب، که برای رشد و نمو طبیعی گیاه و تداوم بخشیدن به کارکردهای طبیعی آن مورد نیاز هستند، می‌باشد (1). براساس مطالعات بیکر و بروکس (1989)، گیاهانی که بتوانند فلزات روی و منگنز را به میزان بیش از 1% وزن خشک اندام‌ هوایی، نیکل، کروم، کبالت، مس، سرب و آلومینیوم را به میزان بیش از 1/0%، کادمیم و سلنیوم را به میزان بیش از 01/0% و جیوه را به میزان بیش از 001/0% وزن خشک اندام‌ هوایی جذب و انباشت نمایند، بیش‌اندوز محسوب خواهند شد (3).

تا به امروز بیش از 400 گونه‌ی گیاهی متعلق به 45 خانواده نظیر Asteraceae، Brassicaceae، Caryophyllaceae، Fabaceae، Lamiaceae و غیره که از پتانسیل ژنتیکی جذب و تحمل مقادیر بالای فلزات سنگین در اندام‌ هوایی خود برخوردار هستند، شناسایی شده است (15). لیست تعدادی از گونه‌های بیش‌اندوز مقاوم به فلزات، که برای استخراج‌گیاهی این آلاینده‌ها از خاک‌های آلوده مورد استفاده قرار می‌گیرند در جدول 2 موجود است.


 

جدول 2- شماری از گونه‌های گیاهی بیش‌‌اندوز طبیعی (26)

فلز

گونه‌ی گیاهی

نقره، کادمیوم، کروم، مس، جیوه، نیکل، سرب و روی

Pistia stratiotes

سرب

Helianthus indicus

سرب

Sesbania drummondii

آرسنیک

Lemna gibba

نیکل

Alyssum

کادمیوم

Solanum nigrum

کادمیوم

Thlaspi  caerulescens


 

 

گیاهان مناسب برای استفاده در استخراج‌گیاهی باید دارای صفات زیر باشند: 1- قدرت تحمل بالا نسبت به فلزات، 2- توانایی جذب و انباشت مقادیر زیاد چندین فلز در اندام‌ هوایی، 3- تولید بیوماس زیاد، ‌4- رشد سریع، 5- مقاومت نسبت به آفات و بیماری‌ها، 6- جذابیت نداشتن برای حیوانات و 7- به حداقل رساندن خطر انتقال فلزات به سطوح بالاتر زنجیره‌های غذایی (22). علاوه بر ویژگی‌های ذکر شده، سه ویژگی مهم دیگر نیز در شناسایی یک گیاه به عنوان گونه‌ی بیش‌اندوز مناسب برای استخراج‌گیاهی فلزات مد نظر قرار می‌گیرد. اولین ویژگی فاکتور انتقال (TF) است که به صورت غلظت فلز در اندام‌ هوایی گیاه تقسیم بر غلظت همان فلز در ریشه‌‌ی گیاه تعریف می‌شود و می‌بایست بالاتر از 1 باشد (به عبارتی باید غلظت فلز در اندام‌ هوایی گیاه بیش از غلظت آن فلز در ریشه‌ی گیاه باشد) (31). فاکتور انتقال در تکنیک استخراج‌گیاهی از اهمیت ویژه‌ای برخوردار است، چرا که در این روش هدف اصلی برداشت اندام‌ هوایی گیاه می‌باشد. ویژگی دوم فاکتور تجمع (AF) است که شامل غلظت فلز در ریشه‌ی گیاه تقسیم بر غلظت همان فلز در خاک است و می‌بایست بیش از 1 باشد. شاخص سوم، شاخص تحمل (TI) است که از طریق عدم کاهش و یا کاهش بسیار اندک در زیست‌توده‌ی اندام‌ هوایی گیاه کشت شده بر سطح خاک آلوده به فلز سنگین، مشخص می‌گردد (31). یافتن گونه‌های گیاهی بیش‌اندوزی که به طور همزمان دارای تمام شاخص‌های ذکر شده باشند نسبتاً دشوار است، چرا که اغلب گونه‌های بیش‌اندوز دارای زیست‌توده‌ی هوایی ناچیز، رشد کند و دوره‌ی بلوغ طولانی می‌باشند و این امر موجب می‌شود که پاکسازی مکان آلوده سال‌ها یا حتی ده‌ها سال به ‌طول بیانجامد. لذا در سال‌های اخیر استفاده از گیاهان متحمل به فلزات سنگین، که از توانایی جذب و تجمع مقادیر نسبتاً بیشتری از آلاینده‌های فلزی در مقایسه با سایر گیاهان (به استثنای گیاهان بیش‌اندوز) و زیست توده‌ی بالا برخوردار هستند نظیر ذرت، برنج، آفتابگردان و خردل در ترکیب با عوامل کلات‌ساز مصنوعی مورد توجه محققین قرار گرفته و دستاوردهای شگرفی را نیز به دنبال داشته است. این گیاهان در ترکیب با عوامل کلات‌ساز به عنوان یک گونه‌ی بیش‌اندوز عمل نموده و به دلیل برخورداری از زیست‌توده‌ی بالا موجب کاهش زمان مورد نیاز برای پاکسازی منطقه‌ی آلوده می‌گردند. این روش استخراج‌گیاهی فلزات تحت عنوان استخراج‌گیاهی تسهیل شده توسط عوامل کلات‌ساز[30] نامیده می‌شود (31).

طی فرآیند استخراج‌گیاهی، ریشه‌های گیاهان مستقر شده در مکان آلوده عناصر فلزی را از خاک جذب کرده و سپس آن‌ها را به اندام‌ هوایی خود که محل انباشت این فلزات هستند، انتقال می‌دهند. پس از آن که گیاه به اندازه‌ی کافی رشد کرد، بخش‌های هوایی آن که سرشار از فلزات هستند، برداشت شده و از مکان آلوده به مکان دیگری جهت امحا، انتقال داده می‌شوند و با ادامه‌ی این روند به تدریج خاک مورد نظر از لوث وجود فلزات سنگین پاکسازی می‌گردد (28). در برخی موارد به ‌غلط دو اصطلاح گیاه‌پالایی[31] و استخراج‌گیاهی[32] به ‌صورت مترادف با یکدیگر بکار می‌روند، این در حالی‌ است که گیاه‌پالایی یک مفهوم کلی در مورد روش‌های مختلف اصلاح و پاکسازی مناطق آلوده به فلزات با استفاده از گیاهان است، در حالی‌که استخراج‌گیاهی یک تکنیک پاکسازی منحصربه‌فرد می‌باشد (28). بسته به نوع و میزان آلودگی فلزی، طول فصل رشد و کارآیی جذب فلزات توسط گیاه مورد نظر، معمولاً اصلاح و پاکسازی خاک آلوده با استفاده از روش استخراج‌گیاهی بین 1 تا 20 سال به طول می‌انجامد (32). این روش برای پاکسازی مناطقی که فلزات در خاک سطحی آن‌ها قرار دارند و دارای مقادیر پایین تا متوسط آلاینده‌های فلزی می‌باشند، مناسب است (32). شمای کلی تکنیک استخراج‌گیاهی در تصویر 3 به نمایش در آمده است.

 

تصویر 3- شمای کلی تکنیک استخراج‌گیاهی

 

مدیریت بیوماس گیاهی باقیمانده پس از گیاه‌پالایی فلزات سنگین

استخراج‌گیاهی مستلزم کشت مکرر گیاه در خاک‌ آلوده تا زمان کاهش غلظت فلز به سطح مجاز است. پس از هر مرتبه برداشت محصول از منطقه‌ی آلوده، مقدار زیادی زیست‌توده‌ی گیاهی خطرناک غنی از فلز بر جای می‌ماند که باید جهت به حداقل رساندن خطرات زیست‌ محیطی، به ‌طور مناسب در محلی انبار و یا نابود گردد. به منظور کاهش حجم زیست‌توده‌ی غنی از فلز، می‌بایست آنرا سوزاند و تخمیر کرد و یا این که به گاز تبدیل نمود. مواد باقیمانده‌ای که غنی از فلزات هستند را می‌توان به منظور بازیافت فلزات ارزشمند آن (نظیر روی، مس و طلا) مورد فرآوری مجدد قرار داد و یا این که می‌توان آن را در مکانی مناسب نظیر یک زباله‌دان ایزوله شده‌‌ی بی‌خطر برای محیط زیست انباشت نمود (33).

 

مزایای فن‌آوری گیاه‌پالایی

مهم ترین مزیت استفاده از گیاهان به ‌منظور پاکسازی محیط‌ زیست، شامل بهره‌برداری از صفات ذاتی آن‌ها نظیر زیست‌توده‌‌ی فراوان، سیستم‌ ریشه‌ای گسترده، توانایی تحمل تنش‌های محیطی و غیره می‌باشد (34). گیاه‌پالایی از لحاظ زیبایی خوشایند و مطبوع است و محیط‌زیست را سبز و پاک می‌گرداند. از آن جایی که گیاه‌پالایی به ‌صورت درجا باعث پاکسازی آلودگی‌ها می‌شود، به حرکت درآمدن آن توسط نور خورشید صورت می‌پذیرد و پس از کاشت گیاه به حداقل عملیات داشت و نگه داری نیاز دارد، هزینه‌ی آن به طور میانگین 1/0 سایر روش‌های فیزیکی، شیمیایی یا حرارتی اصلاح و تعدیل خاک‌های آلوده به فلزات است (23). گیاهان روشی پایدار، درجا، غیرمخل، خودکفا و مستقل را به ‌منظور پاکسازی آلاینده‌ها از خاک فراهم می‌آورند. حضور گیاهان در مکان آلوده، فرسایش آبی و بادی خاک را نیز کاهش می‌دهد.با استفاده از روش استخراج‌گیاهی می‌توان فلزات گران بها و مواد با ارزش دیگر را از خاک جمع‌آوری و بازیافت نمود و این امر موجب می‌شود که فرآیند استخراج‌گیاهی از لحاظ اقتصادی برای سرمایه‌گذاران سودبخش و ترغیب‌کننده باشد (35).به‌ علاوه، گیاهانی که در فرآیند زیست‌پالایی مورد استفاده قرار می‌گیرند، خاک سطحی را آشفته نمی‌کنند و لذا سبب حفظ سودمندی و کارآیی آن نیز می‌گردند (36).گیاه‌پالایی از تخریب مناظر طبیعی جلوگیری نموده و موجب افزایش فعالیت و تنوع ریزجانداران خاک و ارتقای سلامت اکوسیستم‌ها می‌گردد (37).

 

نگرانی‌های مرتبط با فن‌آوری گیاه‌پالایی

یکی از مهم ترین نگرانی‌های‌ مربوط به فن‌آوری گیاه‌پالایی، شامل سرعت پایین این فرآیند در مقایسه با روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح خاک‌های آلوده می‌باشد. ممکن است که پاکسازی یک مکان آلوده توسط گیاهان، به ‌دلیل رشد آهسته‌ی آن‌ها که وابسته به محدودیت‌های اقلیمی و تنوعات گونه‌ای است، نیازمند فصول رشد زیادی باشد.گیاهان بیش‌اندوزی که دارای ریشه‌های کم‌عمق هستند تنها قادر به پاکسازی خاک یا منابع آب‌‌ سطحی می‌باشند، اما نمی‌توانند از عهده‌ی پاکسازی و اصلاح سفره‌های آب زیرزمینی و افق‌های عمیق خاک برآیند (36).خطر آلوده شدن زنجیره‌های غذایی توسط گیاهان جذب کننده‌ی مواد سمی نیز وجود دارد چرا که ممکن است حیوانات ساکن در منطقه‌ی آلوده از این گیاهان تغذیه نمایند (35). به ‌دلیل چسبیدن شدید آلاینده‌های آب‌گریز به ذرات خاک، تکنیک استخراج‌گیاهی کمتر در مورد آن‌ها موثر است (34). از طرف دیگر، تبخیر ترکیبات آلاینده می‌تواند معضل آلودگی آب و یا خاک را به معضل آلودگی هوا تبدیل نماید.اما بزرگ ترین نگرانی مربوط به گیاه‌پالایی آن است که پس از برداشت گیاهان آلوده‌ی غنی از فلز، سرنوشت آن‌ها چگونه باید باشد؟ ممکن است که تجزیه‌ی زیستی گیاهان آلوده و یا استفاده‌ از آن‌ها، مجدداً آلودگی‌ را به طور کامل یا جزئی به ‌خاک باز ‌گرداند (38). پاسخ این سوال همچنان نامشخص است.

 

نتیجه‌گیری

وضعیت کنونی آلودگی محیط زیست توسط فلزات سنگین، کل اجزای اکوسیستم را تحت تأثیر قرار خواهد داد. نتایجی که تا به امروز حاصل شده‌اند، حاکی از آن هستند که بعضی از گیاهان می‌توانند برای پاکسازی فلزات سمی از خاک موثر باشند. به‌ منظور بازگرداندن مجدد تعادل محیط ‌زیست، تکنیک گیاه‌پالایی دارای فواید متعددی از قبیل هزینه‌ی اندک در مقایسه با روش‌های فیزیکی و شیمیایی اصلاح خاک، عدم تأثیرگذاری بر تنوع زیستی خاک، کاهش میزان فرسایش و روانآب و غیره می‌باشد و از این رو یکی از مناسب‌ترین روش‌ها برای رسیدگی به معضل تجمع فلزات سنگین در محیط است. با این وجود، بازدهی و کارآیی روش مذکور به طراحی و انتخاب یک استراتژی علمی، دقیق و جامع، با در نظر گرفتن نوع یون‌های فلزی موجود در خاک و یا آب، موقعیت جغرافیایی و شرایط اقلیمی منطقه‌ی مورد نظر و پتانسیل گیاه در زدودن آلاینده‌ها از محیط، وابسته است. گیاه‌پالایی هنوز در مرحله‌ی تحقیق و توسعه می‌باشد و دارای مباحث فنی زیادی است که نیاز به توجه و ارزیابی دارند. از طرف دیگر، به ‌منظور افزایش مقبولیت آن به ‌عنوان یک تکنولوژی پایدار جهانی، معرفی این فن‌آوری توسط اطلاعات واضح و دقیقی که برای تمامی افراد جامعه قابل ‌‌فهم و استفاده باشند، اهمیت زیادی دارد. برای تبدیل‌کردن فرآیند گیاه‌پالایی به روشی که از نظر تجاری سودآور باشد، لازم است که هر 2 فاکتور عملیات‌ مدیریت زراعی و توانایی‌های ژنتیکی گیاه، بهینه شوند.

 

 

 


منابع

 

1-      Lasat, M.M., 2002. Phytoextraction of toxic metals – A review of biological mechanisms. Journal of Environmental Quality, vol. 31, pp. 109–120.

2-      Adriano, D.C., 2001. Trace Elements in Terrestrial Environments; Biochemistry, Bioavailability and Risks of Metals. Springer-Verlag. New York.

3-      Kabata-Pendias, A., 2001. Trace Elements in Soils and Plants. CRC Press, Boca Raton, FL. pp. 413.

4-      Singh, O.V., Labana, S., Pandey, G., Budhiraja, R., Jain, R.K., 2003. Phytoremediation: an overview of metallicion decontamination from soil. Applied Microbiology and Biotechnology, vol. 61, pp. 405–412.

5-      Agrawal, V., Sharma K., 2006. Phytotoxic effects of Cu, Zn, Cd and Pb on in vitro regeneration and concomitant protein changes in Holarrhena antidysentrica. Plant Biolology, Vol. 50, pp. 307-310.

6-      Majer, B.J., Tscherko, D., Paschke, A., 2002. Effects of heavy metal contamination of soils on micronucleus induction in Tradescantia and on microbial enzyme activities: a comparative investigation. Mutation Research, vol. 515, pp. 111-124.

7-      Jorge, L., Gardea-Torresdeya, B., Jose, R., Peralta-Videab, G., De la Rosaa, J.G., 2005. Phytoremediation of heavy metals and study of the metal coordination by X-ray absorption spectroscopy. Coordination Chemistry Reviews, vol. 249, pp. 1797–1810.

8-      Lone, M.I., Li, H., Zhen, P.J., Stoffella, E., Yang, X., 2008. Phytoremediation of heavy metal polluted soils and water: Progresses and perspectives. Journal of Zhejiang University Sci B, vol. 9, pp. 210-220.

9-      Baudouin, C., Charveron, M., Tarrouse, R., Gall, Y., 2002. Environmental pollutants and skin cancer. Cell Biology and Toxicology, Vol. 18, pp. 341–348.

10-  World Health Organization., 1997. Inorganic lead. Environmental Health Criteria 165. International Programme on Chemical Safety, WHO, Geneva, Switzerland.

11-  Yang, X.E., Long, X.X., Calvert, D.V., Stofella, P.J., 2004. Cadmium tolerance and hyperaccumulation in a new Zn-hyperaccumulating plant species (Sedium alfredii Hance). Plant Soil, vol. 259, pp. 181–189.

12-  Ward, O.P., Singh, A., 2004. Soil bioremediation and phytoremediation An overview. In: Singh, A., Ward, O.P. (eds), Applied bioremediation and phytoremediation. Springer, Berlin, vol. 1, pp. 1-11.

13-  Cho, M., Chardonnens, A.N., Dietz, K.J., 2003. Differential heavy metal tolerance of Arabidopsis halleri and Arabidopsis thaliana: a leaf slice test. New Phytologist, vol. 158, pp. 287-293.

14-  McNair, M.R., Tilstone, G.H., Smith, S.S., 2000: The genetics of metal tolerance and accumulation in higher plants. - In: Terry, N., Banuelos, G. (eds), Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Lewis Publishers, Boca Raton. pp. 235-250.

15-  Shah, K., 2007. Metal hyperaccumulation and bioremediation. Biologia plantarum, vol, 51, pp. 618-634.

16-  Pence, N.S., Larsen, P.B., Ebbs, S.D., Letham, D.L., Lasat, M.M., Garvin, D.F., Eide, D., Kochian, L.V., 2000. The molecular physiology of heavy metal transport in zinc/cadmium hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, vol. 97, pp. 4956-4960.

17-  Schmoger, M.C., Oven, M., Grill, E., 2000. Detoxification of arsenic by phytochelatins in plants. Plant Physiology, vol. 128, pp. 793-801.

18-  Hartley-Whitaker, J., Woods, C., Meharg, A.A., 2002. Is differential phytochelatin production related to decreased arsenate influx in arsenate tolerant Holcus lanatus? New Phytologist, vol. 155, pp. 219-225.

19-  Drazic, G., Mihalovic, N., Lojic, M., 2006. Cadmium concentration in Medicago sativa seedlings treated with salicylic acid. Plant Biolology, vol. 50, pp. 239-244.

20-  Broos, K., Beyens, H., Smolders, E., 2005. Survival of rhizobia in soil is sensitive to elevated zinc in the absence of the host plant. Soil Biology and Biochemistry. vol. 37, pp. 573–579.

21-  Baker, A.J.M., McGrath, S.P., Reeves, R.D., Smith, J.A.C., 2000. Metal Hyperaccumulator plants: A review of the ecology and physiology of a biochemical resource for phytoremediaton of metal polluted soil. In: Baneulos, T.N.G. (Ed), Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Lewis Publications, Boca Raton, pp. 85-107.

22-  Thangavel, P., Subhuram, C.V., 2004. Phytoextraction – Role of hyper accumulators in metal contaminated soils. Proceedings of the Indian National Science Academy. Part B, vol. 70, pp. 109–130.

23-  Winter Sydnor, M.E., Redente, E.F., 2002. Reclamation of high elevation, acidic mine waste with organic amendments and topsoil. Journal of Environmental Quality, vol. 31, pp. 1528-1537.

24-  Tordoff, G.M., Baker, A.J.M., Willis, A.J., 2000. Current approaches to the revegetation and reclamation of metalliferous mine wastes. Chemosphere, vol. 41, pp. 219–228.

25-  Berti, W.R., Cunningham, S.D., 2000. Phytostabilization of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean-up the environment. Wiley. New York, pp. 71–88.

26-  Ghosh, M., Singh, S.P., 2005. A review on phytoremediation of heavy metals and utilization of its by-products. Applied Ecology and Environmental Research, vol. 3, pp. 1–18.

27-  Yoon, J., Cao, X., Zhou, Q., Ma, L.Q., 2006. Accumulation of Pb, Cu, and Zn in native plants growing on a contaminated Florida site. Science of The Total Environment, vol. 368, pp. 456–464.

28-  Prasad, M.N.V., Freitas, H., 2003. Metal hyperaccumulation in plants – Biodiversity prospecting for phytoremediation technology. Electronic Journal of Biotechnology, vol. 6, pp. 275–321.

29-  Dushenkov, S., Kapulnik, Y., 2000. Phytofilitration of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals – Using plants to clean-up the environment. Wiley, New York, pp. 89–106.

30-  Pilon-Smits, E.A.H., 2005. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology, vol. 56, pp. 15–39.

31-  Peer, W., Baxter, I., Richards, E., Freeman, J., Murphy, A., 2005. Phytoremediation and hyperaccumulator plants. In: Tamas, M., Martinoia, E. (eds), Molecular Biology of Metal Homeostasis and Detoxification. Springer, Berlin, Topics in Current Genetics, vol. 14, pp. 299-340.

32-  Blaylock, M.J., Huang, J.W., 2000. Phytoextraction of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean-up the environment. Wiley, New York, pp. 53–70.

33-  McGrath, S.P., Zhao, F.J., Lombi, E., 2002. Phytoremediation of metals, metalloids, and radionuclides. Advances in Agronomy, vol. 75, pp. 1–56.

34-  Bizily, S.P., Rugh, C.L., Summers, A.O., Meagher, R.B., 1999. Phytoremediation of methylmercury pollution: merB expression in Arabidopsis thaliana confers resistance to organomercurials. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, vol. 96, pp. 6808-6813.

35-  Moffat, A.S., 1995. Plants proving their worth in toxic metal cleanup. Science, vol. 269, pp. 302-303.

36-  Sykes, M., Yang, V., Blankenburg, J., Abu Bakr, S., 1999. Biotechnology: working with nature to improve forest resources and products. International Conference of environment, vol. 29, pp. 631-637.

37-  Belimov, A.A., Safronova, V.I., Mimura, T., 2002. Response of spring rape to inoculation with plant growth-promoting rhizobacteria containing 1-aminocyclopropane-1-carboxylate deaminase depends on nutrient status of the plant. Canadian Journal of Microbiology, vol. 48, pp. 189–199.

38-  Gratao, P.L., Prasad, M.N.V., Cardoso, P.F., Lea, P.J., Azevedo, R.A., 2005. Phytoremediation: green technology for the clean up of toxic metals in the environment. Brazilian Journal of Plant Physiology, vol. 17, pp. 53-64.

 




 



1- دانشجوی دکتری اکولوژی گیاهان زراعی، گروه زراعت، دانشکده کشاورزی، دانشگاه فردوسی مشهد*(مسئول مکاتبات).

2- استادیار گروه زراعت، دانشکده کشاورزی، دانشگاه شهرکرد.

3- دانشجوی کارشناسی ارشد علوم و تکنولوژی بذر، دانشکده کشاورزی، دانشگاه بیرجند.

1- Homeostasis

2- Oxidative stress

3- Antioxidant

1- Osmoprotectants

2- Metal excluders

3- Metal indicators

4- Metal accumulators

5- Hyperaccumulators

1- Non-hyperaccumulator

2- Phytochelatins

3- Metallothioneins

4- Phytochelatin synthase

5- Metal-thiolate

1- Bioremediation

2- Phytoremediation

3- Phytostabilization

4- Phytoextraction

5- Phytovolatilization

1- Accumulation factor

2- Translocation factor

1- Phytofiltration

2- Laccase

3- Dehalogenase

3- Brassicaceae

1- Phytoaccumulation

2- Hyperaccumulators

1- Chelate-assisted phytoextraction

2- Phytoremediation

3- Phytoextraction

1-      Lasat, M.M., 2002. Phytoextraction of toxic metals – A review of biological mechanisms. Journal of Environmental Quality, vol. 31, pp. 109–120.

2-      Adriano, D.C., 2001. Trace Elements in Terrestrial Environments; Biochemistry, Bioavailability and Risks of Metals. Springer-Verlag. New York.

3-      Kabata-Pendias, A., 2001. Trace Elements in Soils and Plants. CRC Press, Boca Raton, FL. pp. 413.

4-      Singh, O.V., Labana, S., Pandey, G., Budhiraja, R., Jain, R.K., 2003. Phytoremediation: an overview of metallicion decontamination from soil. Applied Microbiology and Biotechnology, vol. 61, pp. 405–412.

5-      Agrawal, V., Sharma K., 2006. Phytotoxic effects of Cu, Zn, Cd and Pb on in vitro regeneration and concomitant protein changes in Holarrhena antidysentrica. Plant Biolology, Vol. 50, pp. 307-310.

6-      Majer, B.J., Tscherko, D., Paschke, A., 2002. Effects of heavy metal contamination of soils on micronucleus induction in Tradescantia and on microbial enzyme activities: a comparative investigation. Mutation Research, vol. 515, pp. 111-124.

7-      Jorge, L., Gardea-Torresdeya, B., Jose, R., Peralta-Videab, G., De la Rosaa, J.G., 2005. Phytoremediation of heavy metals and study of the metal coordination by X-ray absorption spectroscopy. Coordination Chemistry Reviews, vol. 249, pp. 1797–1810.

8-      Lone, M.I., Li, H., Zhen, P.J., Stoffella, E., Yang, X., 2008. Phytoremediation of heavy metal polluted soils and water: Progresses and perspectives. Journal of Zhejiang University Sci B, vol. 9, pp. 210-220.

9-      Baudouin, C., Charveron, M., Tarrouse, R., Gall, Y., 2002. Environmental pollutants and skin cancer. Cell Biology and Toxicology, Vol. 18, pp. 341–348.

10-  World Health Organization., 1997. Inorganic lead. Environmental Health Criteria 165. International Programme on Chemical Safety, WHO, Geneva, Switzerland.

11-  Yang, X.E., Long, X.X., Calvert, D.V., Stofella, P.J., 2004. Cadmium tolerance and hyperaccumulation in a new Zn-hyperaccumulating plant species (Sedium alfredii Hance). Plant Soil, vol. 259, pp. 181–189.

12-  Ward, O.P., Singh, A., 2004. Soil bioremediation and phytoremediation An overview. In: Singh, A., Ward, O.P. (eds), Applied bioremediation and phytoremediation. Springer, Berlin, vol. 1, pp. 1-11.

13-  Cho, M., Chardonnens, A.N., Dietz, K.J., 2003. Differential heavy metal tolerance of Arabidopsis halleri and Arabidopsis thaliana: a leaf slice test. New Phytologist, vol. 158, pp. 287-293.

14-  McNair, M.R., Tilstone, G.H., Smith, S.S., 2000: The genetics of metal tolerance and accumulation in higher plants. - In: Terry, N., Banuelos, G. (eds), Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Lewis Publishers, Boca Raton. pp. 235-250.

15-  Shah, K., 2007. Metal hyperaccumulation and bioremediation. Biologia plantarum, vol, 51, pp. 618-634.

16-  Pence, N.S., Larsen, P.B., Ebbs, S.D., Letham, D.L., Lasat, M.M., Garvin, D.F., Eide, D., Kochian, L.V., 2000. The molecular physiology of heavy metal transport in zinc/cadmium hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, vol. 97, pp. 4956-4960.

17-  Schmoger, M.C., Oven, M., Grill, E., 2000. Detoxification of arsenic by phytochelatins in plants. Plant Physiology, vol. 128, pp. 793-801.

18-  Hartley-Whitaker, J., Woods, C., Meharg, A.A., 2002. Is differential phytochelatin production related to decreased arsenate influx in arsenate tolerant Holcus lanatus? New Phytologist, vol. 155, pp. 219-225.

19-  Drazic, G., Mihalovic, N., Lojic, M., 2006. Cadmium concentration in Medicago sativa seedlings treated with salicylic acid. Plant Biolology, vol. 50, pp. 239-244.

20-  Broos, K., Beyens, H., Smolders, E., 2005. Survival of rhizobia in soil is sensitive to elevated zinc in the absence of the host plant. Soil Biology and Biochemistry. vol. 37, pp. 573–579.

21-  Baker, A.J.M., McGrath, S.P., Reeves, R.D., Smith, J.A.C., 2000. Metal Hyperaccumulator plants: A review of the ecology and physiology of a biochemical resource for phytoremediaton of metal polluted soil. In: Baneulos, T.N.G. (Ed), Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Lewis Publications, Boca Raton, pp. 85-107.

22-  Thangavel, P., Subhuram, C.V., 2004. Phytoextraction – Role of hyper accumulators in metal contaminated soils. Proceedings of the Indian National Science Academy. Part B, vol. 70, pp. 109–130.

23-  Winter Sydnor, M.E., Redente, E.F., 2002. Reclamation of high elevation, acidic mine waste with organic amendments and topsoil. Journal of Environmental Quality, vol. 31, pp. 1528-1537.

24-  Tordoff, G.M., Baker, A.J.M., Willis, A.J., 2000. Current approaches to the revegetation and reclamation of metalliferous mine wastes. Chemosphere, vol. 41, pp. 219–228.

25-  Berti, W.R., Cunningham, S.D., 2000. Phytostabilization of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean-up the environment. Wiley. New York, pp. 71–88.

26-  Ghosh, M., Singh, S.P., 2005. A review on phytoremediation of heavy metals and utilization of its by-products. Applied Ecology and Environmental Research, vol. 3, pp. 1–18.

27-  Yoon, J., Cao, X., Zhou, Q., Ma, L.Q., 2006. Accumulation of Pb, Cu, and Zn in native plants growing on a contaminated Florida site. Science of The Total Environment, vol. 368, pp. 456–464.

28-  Prasad, M.N.V., Freitas, H., 2003. Metal hyperaccumulation in plants – Biodiversity prospecting for phytoremediation technology. Electronic Journal of Biotechnology, vol. 6, pp. 275–321.

29-  Dushenkov, S., Kapulnik, Y., 2000. Phytofilitration of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals – Using plants to clean-up the environment. Wiley, New York, pp. 89–106.

30-  Pilon-Smits, E.A.H., 2005. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology, vol. 56, pp. 15–39.

31-  Peer, W., Baxter, I., Richards, E., Freeman, J., Murphy, A., 2005. Phytoremediation and hyperaccumulator plants. In: Tamas, M., Martinoia, E. (eds), Molecular Biology of Metal Homeostasis and Detoxification. Springer, Berlin, Topics in Current Genetics, vol. 14, pp. 299-340.

32-  Blaylock, M.J., Huang, J.W., 2000. Phytoextraction of metals. In: Raskin, I., Ensley, B.D. (Eds.), Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean-up the environment. Wiley, New York, pp. 53–70.

33-  McGrath, S.P., Zhao, F.J., Lombi, E., 2002. Phytoremediation of metals, metalloids, and radionuclides. Advances in Agronomy, vol. 75, pp. 1–56.

34-  Bizily, S.P., Rugh, C.L., Summers, A.O., Meagher, R.B., 1999. Phytoremediation of methylmercury pollution: merB expression in Arabidopsis thaliana confers resistance to organomercurials. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, vol. 96, pp. 6808-6813.

35-  Moffat, A.S., 1995. Plants proving their worth in toxic metal cleanup. Science, vol. 269, pp. 302-303.

36-  Sykes, M., Yang, V., Blankenburg, J., Abu Bakr, S., 1999. Biotechnology: working with nature to improve forest resources and products. International Conference of environment, vol. 29, pp. 631-637.

37-  Belimov, A.A., Safronova, V.I., Mimura, T., 2002. Response of spring rape to inoculation with plant growth-promoting rhizobacteria containing 1-aminocyclopropane-1-carboxylate deaminase depends on nutrient status of the plant. Canadian Journal of Microbiology, vol. 48, pp. 189–199.

38-  Gratao, P.L., Prasad, M.N.V., Cardoso, P.F., Lea, P.J., Azevedo, R.A., 2005. Phytoremediation: green technology for the clean up of toxic metals in the environment. Brazilian Journal of Plant Physiology, vol. 17, pp. 53-64.