فرآیند و کارکرد گیاهی

بررسی جذب و تجمع روی در پنیرک: جمعیتی جمع آوری
 شده از مناطق اطراف صنایع فولادسازی اهواز

پرژک ذوفن^1*، نسرین شیرالی پور¹ و سعادت رستگارزاده²

¹ گروه زیست شناسی، دانشکده علوم، دانشگاه شهید چمران اهواز،² گروه شیمی، دانشکده علوم، دانشگاه شهید چمران اهواز

 (تاریخ دریافت: 04/05/93، تاریخ پذیرش نهایی: 20/03/1394)

چکیده:

فعالیت­های صنعتی می­توانند منجر به ورود فلزات سنگین به محیط و در نهایت زنجیره­های غذایی شوند. در این تحقیق با توجه به رویش پنیرک در اطراف صنایع فولاد سازی اهواز و اهمیت خوراکی و دارویی آن در استان خوزستان، توانایی جذب و تجمع روی در این گیاه مطالعه شد. بدین منظور، بذر گیاه از ناحیه فوق جمع آوری و پس از کشت گلدانی و انتقال گیاهان 4 هفته ای به محیط هیدروپونیک، غلظت­های مختلف روی شامل 0، 250، 500، 1000، 1500 و 2000 میکرومولار به گیاهان اعمال شدند. برداشت گیاهان در زمان­های 0، 3، 6 و 9 روز بعد از اعمال تیمار، نشان داد که با افزایش غلظت روی در محیط و گذشت زمان میزان این فلز در بخش هوایی در اکثر موارد افزایش، اما در غلظت­های بالاتر از 1000 میکرومولار در بافت ریشه­ای کاهش معنی­داری می­یابد. همچنین، وزن خشک و میزان تجمع روی در ریشه­ها در همه غلظت­ها به ترتیب کاهش و افزایش معنی­داری در مقایسه با بخش­های هوایی از خود نشان داد. بر اساس مقادیر فاکتور انتقال کمتر از یک و فاکتور تغلیظ زیستی بالاتر از یک در ریشه ها به نظر می­رسد که این گیاه در این شرایط از توانایی پایینی برای انتقال روی از ریشه به بخش هوایی برخوردار است، با این وجود، قابلیت بالایی در تجمع روی در ریشه­ها و اجتناب از انتقال آن به بخش هوایی دارد.

واژه­های کلیدی: پنیرک، تجمع دهندگی، تغلیظ زیستی، روی، فاکتور انتقال

مقدمه:

فلزات سنگین از جمله آلاینده های معدنی غیر قابل تجزیه هستند که یا به صورت طبیعی یا در اثر فعالیت­های ذوب فلز، احداث معادن، استفاده از کودها و آفت­کش­های شیمیایی و غیره وارد محیط می شوند که حذف آنها از محیط جهت ممانعت از ورود آنها به زنجیر­های غذایی و آسیب­های بعدی ضروری می­باشد. آلودگی محیط با فلزات سنگین می تواند اثرات منفی فراوانی بر روی رشد و نمو و تولید مثل موجودات زنده ساکن در مناطق آلوده داشته باشد (Fritsch et al., 2010). روی یکی از فلزات سنگین با جرم اتمی 65 و با وزن مخصوص 3/7 گرم بر سانتیمتر مکعب می باشد که در مقدار کم به عنوان ریزمغذی ضروری برای گیاهان محسوب می شود، درحالی که مقدار اضافی آن در خاک موجب اختلالات متابولیکی و در نهایت بازدارندگی رشد در بیشتر گونه­های گیاهی می­گردد (Rascio and Navari-Izzo, 2011; Lin et al., 2012). میزان طبیعی روی در بافت­های گیاهی 10 تا 150 میلی گرم در کیلوگرم گزارش شده است .(Reeves and Baker, 2000)

امروزه توجهات فراوانی بر روی استفاده از موجودات زنده نظیر قارچ­ها، باکتری­ها و گیاهان به عنوان یک روش دوستدار محیط زیست برای پالایش محیط از فلزات سنگین متمرکز شده است. از روش­های مختلف گیاه پالایی (Phytoremediation) نظیر استخراج گیاهی (Phytoextraction)، تجزیه گیاهی (Phytodegradation)، فیلتراسیون ریزوسفری (Rhizofilteration)، تثبیت گیاهی (Phytostabilization) و تبخیر گیاهی (Phytovolatilization) برای پاکسازی محیط از آلاینده­هایی مانند فلزات سنگین استفاده می­شود (Yang et al., 2005; Yoshida et al., 2006). گیاهان مقاوم جهت رشد در خاک‌های آلوده به فلزات سنگین از سه راهکار اصلی استفاده می کنند :(Baker, 1981; Ali et al., 2013) گونه‌های اجتناب کننده (Excluders) که از انتقال فلز به بخش هوایی ممانعت نموده، بخش عمده­ای از فلز را در ریشه تغلیظ می­کنند .(Rascio and Navari-Izzo, 2011) درگونه­های شاخص (Indicator) میزان فلزات سنگین در بخش هوایی آنها با غلظت عناصر مذکور در خاک یکسان است. وجود گونه های شاخص در یک منطقه به طور کلی منعکس کننده سطح فلز در خاک می­باشد. گونه­های تجمع دهنده (Accumulator) توانایی جذب و تجمع فلز در آلودگی­های کم تا زیاد را دارند. گونه­های تجمع دهنده می­توانند عنصر خاصی را از خاک جذب و در بخش­های هوایی خود مثل، ساقه یا برگ تغلیظ کنند، بدون اینکه علایم مسمومیت در آنها ظاهر شود. در گونه های تجمع دهنده، غلظت عنصر مورد نظر در بخش هوایی گیاه به مراتب بیشتر از خاک می­باشد .(Memon et al., 2001) زیر مجموعه­ای از گیاهان تجمع دهنده گیاهان بیش تجمع دهنده (Hyperaccumulator) هستند که در استخراج گیاهی کاربرد فراوانی دارند. در واقع غلظت فلز در این گیاهان در حدود 100 تا 1000 برابر بیشتر از غلظت فلز در گیاهان غیر تجمع دهنده است .(McGrath et al., 2002; Reeves, 2006) این گیاهان برای پاکسازی مناطق آلوده یا مناطقی که از لحاظ زمین شناسی غنی از یک عنصر خاص­اند، کاربرد دارند. گیاهان بیش تجمع دهنده گیاهانی وحشی، کمیاب و بومی مناطقی هستند که در آن جا شناسایی شده‌اند(Li et al., 2003) . در حدود 500 گونه گیاهی بیش تجمع دهنده شناسایی شده­اند که اکثر آنها جزء بیش تجمع دهنده های اجباری بوده، در خاک های غنی از فلز رشد می­کنند. تعداد کمی از گیاهان بیش تجمع دهنده، تحت عنوان بیش تجمع دهند­های اختیاری که غالباً در خاک­های طبیعی رشد می­کنند، تنها وقتی که بر روی خا ک های غنی از فلز قرار می­گیرند توانایی بیش تجمع دهندگی از خود نشان می­دهند (Pollard et al., 2014). اکثر گیاهان بیش تجمع دهنده فلزات سنگین که تاکنون شناسایی شده اند، متعلق به خانواده شب بو (Brassicaceae)، به ویژه جنس­های Thlaspi و Alyssum می­باشند(Reeves and Baker, 2000) .  بیشتر گونه­های بیش تجمع دهنده بومی مناطق خاص هستند و بیوماس پایینی دارند (Li et al., 2003) و این باعث می­شود که اغلب مواقع علیرغم تجمع بالای فلز در بخش­های هوایی، کارایی بالایی در پالایش خاک نداشته باشند. همچنین، بر اساس مطالعات میدانی برخی از گونه­های گیاهی توانایی (بیش) تجمع دهندگی از خود نشان داده­اند، اما در شرایط آزمایشگاهی این ویژگی در آنها تأیید نشده است
 (Rascio and Navari-Izzo, 2011). به همین جهت مطالعات فراوانی تحت شرایط کنترل شده برای مطالعه میزان جذب و تجمع فلزات سنگین در گونه­های گیاهی مختلف انجام شده است. برای مثال، در یک مطالعه گلدانی تجمع روی توسط Thlaspi caerulescens ارزیابی شد  .(Whiting et al., 2001) توانایی حذف فلزات ارسنات، کادمیم، سرب و روی از خاک آلوده به این عناصر توسط چند گونه گیاهی با استفاده از کشت گلدانی مورد مقایسه قرار گرفت .(Fischerova et al., 2006) توانایی جذب و تجمع منگنز توسط Xue و همکاران (2004) در بیش تجمع دهنده Phytolacca acinosa تحت شرایط هیدروپونیک تأیید گردید. جذب و تجمع روی و سرب در چند گونه گیاهی رشد یافته در مناطق با فعالیت معدن کاری، در کشت گلدانی جهت یافتن گونه­های با پتانسیل بالا در پاکساری این مناطق بررسی و پیشنهاد شد که برخی از آنها می توانند برای اهداف گیاه پالایی و برخی برای تثبیت گیاهی مفید باشند (Del Rio-Celestino et al., 2006). با استفاده از کشت گلدانی تجمع ارسنات و کادمیم در بیش تمجع دهنده Solanum nigrum L. برای کادمیم بررسی و پیشنهاد شد که احتمالاً این گیاه می­تواند برای حذف این فلزات از خاک­های آلوده ابزار بیولوژیکی مفیدی باشد  .(Sun et al., 2008) مطالعات جذب و تحمل کادمیم درLonicera japonica Thunb در شرایط هیدروپونیک نشان داد که این گیاه یک بیش تجمع دهنده قدرتمند برای فلز کادمیم می­باشد (Liu et al., 2009). پتانسیل تغلیظ و انتقال کروم و کادمیم به بخش های هوایی Prosopis laevigata در شرایط شیشه (in vitro) ارزیابی و توانایی بیش تجمع دهندگی این گیاه بیابانی برای اهداف گیاه پالایی تأیید گردید .(Buendia-.Gonzalez et al., 2010) با مطالعات Moogouei و همکاران (2011) توانایی حذف و پالایش فلز سزیم از محلول غذایی توسطCalendula alata, Amaranthus chlorostachys و Chenopodium album مورد بررسی قرار گرفت. تجمع فلزات سنگینی نظیر کادمیم، کبالت، مس و نیکل توسط Soudek و همکاران (2011) با استفاده از محیط هیدروپونیک در Allium sativum L. مطالعه شد. کارایی و پتانسیل تجمع روی و کادمیم در پژوهش  Hao و همکاران (2012) در Helianthus annuus L. مورد بررسی قرار گرفت. پتانسیل تجمع روی توسط Corydalis davidii درکشت گلدانی و هیدروپونیک مورد مطالعه واقع و به عنوان یک بیش تجمع دهنده کارا برای فلز روی و حذف آن از مناطق دارای فعالیت معدنی معرفی گردید (Lin et al., 2012). بنابراین با توجه به تحقیقات اشاره شده، بررسی پوشش گیاهی موجود در خاک­های آلوده به فلز یا در مناطق دارای فعالیت صنعتی و معدن­کاری در شناسایی گونه­های گیاهی مناسب برای پاکسازی خاک­ها از اهمیت بسزایی برخوردار است و به دنبال این شناسایی، ارزیابی دقیق توانایی جذب فلزات سنگین توسط این گیاهان تحت شرایط گلدانی یا کشت هیدروپونیک می­تواند جهت تأیید گونه­های مناسب و کارا برای حذف فلز از خاک های آلوده مؤثر و مفید باشد. پنیرک یک گیاه دولپه­ای و یکساله از خانوادهMalvaceae  می­باشد که پراکندگی فراوانی در منطقه خوزستان دارد و به عنوان یک گیاه علفی خوش خوراک برای دام و انسان در این استان محسوب می­شود. با توجه به فاکتورهای تغلیظ زیستی و انتقال بالاتر از یک برای فلز روی در گیاه پنیرک (Malva  parviflora) بر اساس مطالعات میدانی قبلی (سعادت خواه، 1392) و با در نظر گرفتن این که ورود فلزات به بدنه گیاهانی که برای انسان و دام جنبه خوراکی دارند، این فلزات را به انسان منتقل می­کند، تصمیم گرفته شد که تحت شرایط کنترل شده آزمایشگاهی با تیمار غلظت­های مختلف روی، میزان تجمع در بخش­های هوایی و ریشه­ای این گونه مورد بررسی قرار گیرد تا به عنوان یک کار مقدماتی و بنیادی، از نتایج آن بتوان برای انجام آزمایشات تکمیلی در بخش فیزیولوژی گیاهی، محیط زیست و همچنین بهداشت و سلامت انسان استفاده نمود.

مواد و روش­ها:

شرایط کشت گیاهان: با توجه به بلوغ بذر گیاه پنیرک در اواخر زمستان و اوایل بهار در خوزستان، کپسول­های رسیده پنیرک در اوایل بهار 1392 از مناطق اطراف صنایع فولادسازی در جنوب شرقی اهواز، واقع در جاده بندر امام- ماهشهر که محل فعالیت چندین کارخانه تولید فولاد است، جمع آوری و به آزمایشگاه منتقل شدند. پس از ضد عفونی کردن سطحی بذرها با هیپوکلریت سدیم 20 درصد، بذرها به مدت یک ماه در شرایط رشدی کنترل شده با دوره نوری 8 ساعت روشنایی و 16 ساعت تاریکی و دمای شبانه روزی C^° 2± 25 کشت گلدانی شده، یک روز در میان با آب معمولی آبیاری شدند. پس از یک ماه، گیاهان به محیط کشت هیدروپونیک 1/0 با فرمول اصلاح شده جانسون (Siddiqi et al., 1990)، 6-5/5pH= ، ترکیب غذایی کامل و با مقدار 2/0 میکرومولار روی انتقال یافتند و پس از یک هفته سازگاری با این محیط به محلول­های غذایی کامل حاوی غلظت­های مختلف روی شامل (شاهد) 0، 250، 500، 1000، 1500 و 2000 میکرومولار (به صورت Zn(NO₃)₂. 6H₂O) منتقل شدند. برای تهویه مناسب محیط کشت از پمپ­های هوادهی استفاده و جهت ممانعت از کاهش غلظت­ها، هر سه روز یکبار، تعویض محیط کشت انجام گردید.

سنجش میزان روی درگیاه: جهت بررسی میزان تجمع فلز، گیاهان در زمان های 0 (قبل از اعمال روی)، 3، 6 و 9 روز (پس از اعمال غلظت­های مختلف روی) به صورت T9,T6,T3,T0 برداشت شدند. به منظور حذف فلزات سنگین از سطح ریشه­ها و فضاهای آپوپلاستی ابتدا ریشه­ها با محلول 1/0مولار  Na₂-EDTAو سپس دوبار با آب مقطر شسته شدند و بعد از خشک نمودن سطحی و جدا کردن بخش هوایی از ریشه­ها، طول و وزن­تر اندام هوایی و ریشه­ای انداره­گیری شد و سپس نمونه­ها به مدت 72 ساعت در دمای C^°75 آون تا تثبیت وزن نهایی برای اندازه­گیری وزن خشک و تهیه پودر خشک گیاهی قرار گرفتند. جهت سنجش میزان روی در بافت های گیاهی، عصاره­گیری از پودر خشک بخش­های هوایی و ریشه­ای با استفاده از اسید نیتریک گرم 65 درصد و آب اکسیژنه 30 درصد انجام گرفت (Soon and Abboud, 1993). یک گرم از پودر خشک گیاهی وزن و به آن 10 میلی لیتر اسید نیتریک 65 درصد اضافه و به مدت یک شب به حال خود رها شد. سپس نمونه­ها تا زمان تبخیر کامل اسید در دمای C^°90 حرارت داده شدند و پس از خنک شدن آب اکسیژنه 30 درصد اضافه گردید و تا زمان شفاف شدن حرارت ادامه یافت. به دنبال هضم نمونه­ها و صاف نمودن آنها با کاغذ واتمن شماره 42، عصاره شفاف با آب مقطر به حجم 50 میلی لیتر رسانده شد. به منظور اندازه­گیری میزان فلز روی موجود در عصاره های تهیه شده از نمونه های گیاهی از دستگاه جذب اتمی (مدل GBC Avanta، ساخت کشور استرالیا) استفاده و غلظت روی به صورت میلی گرم بر کیلوگرم وزن خشک گیاه تعیین گردید. جهت تهیه محلول­های استاندارد ازZn(NO₃)₂ 6H₂O استفاده شد.

محاسبه شاخص­های زیستی: به منظور بررسی توانایی گیاه مورد مطالعه در جذب فلز روی، فاکتور انتقال
(Translocation factor, TF)، فاکتور تغلیظ زیستی (Bioconcentration factor, BF) ، شاخص تحمل ریشه
(Index of tolerance, IT) ، شاخص جذب (Uptake index, UI)  و درصد نرخ رشد گیاه (Growth rate, GR) در محیط دارای غلظت­های مختلف فلز روی مطابق با روابط زیر محاسبه شدند.

رابطه-1 (Mattina et al., 2003):

غلظت فلز در ریشه/غلظت فلز در اندام هوایی=TF

رابطه-2 (Saraswet and Rai, 2009):  

غلظت فلز در محیط/غلظت فلز در اندام هوایی یا ریشه =BF

رابطه-3 (Baker, 1987):

طول ریشه درمحیط فاقد فلز/ طول ریشه در محیط دارای فلز= IT

رابطه-4 (Aravind and Prasad, 2005):  

غلظت فلز در گیاه (mg/kg DW) × وزن خشک گیاه  (kg)= UI

رابطه-5 (Baker, 1987):

تجزیه و تحلیل آماری: کلیه آزمایشات در سه تکرار، آنالیز داده ها با استفاده از نرم افزار SPSSنسخه 20 و مقایسه میانگین­ها با استفاده از آزمون چند دامنه­ای دانکن در سطح اطمینانP < 0.05  انجام شد.

نتایج:

در برداشت T0 گیاهانی با طول و وزن یکسان و یکنواخت انتخاب شدند، همچنین با توجه به اینکه گیاهان جهت سازگاری با شرایط هیدروپونیک و قبل از اعمال غلظت­های مختلف روی، به مدت یک هفته در محلول غذایی با ترکیب کامل و حاوی 2/0 میکرومولار روی قرار گرفته بودند، بنابراین، در برداشت T0 مقادیری از روی در بافت­های گیاهی سنجش شد که غلظت آن برای همه گیاهان تقریباً یکسان بود، بنابراین، با در نظر گرفتن طول و وزن یکسان گیاهان و حضور مقدار برابر روی در بافت­های گیاهی در این برداشت، محاسبه شاخص­های TF، BF، IT، UI و درصد GR انجام شد. در شکل1 غلظت روی در بخش­های هوایی و ریشه­ای در چهار برداشت زمانی نشان داده شده است. بر اساس شکل1 a، صرف نظر از زمان برداشت، غلظت روی در بخش هوایی با افزایش غلظت روی در محیط، افزایش نشان داد. به استثنای

شکل1- غلظت فلز روی برحسب  میلی­گرم در کیلوگرم وزن خشک اندام هوایی (a) و ریشه­ای (b) در طی برداشت­های زمانی .T9,T6,T3 ,T0 هر عدد میانگین سه تکرار ± انحراف معیار می­باشد. ستون­های دارای یک حرف مشترک در سطح 05/0< P با آزمون دانکن تفاوت معنی­دار ندارند.

تیمار 2000 میکرومولار، در سایر غلظت­ها، با طولانی شدن زمان برداشت، میزان روی در بخش هوایی بطور قابل توجهی افزایش یافت، به طوری که حداکثر میزان تجمع روی در روز نهم و حداقل آن در روز صفر پس از اعمال غلظت های مختلف روی مشاهده گردید. حداکثر میزان روی در بخش هوایی در غلظت های 1500(T9) و 2000 میکرومولار (T6، T9) به ترتیب به میزان 2/6 ± 42/270، 13 ± 77/277 و 8/13 ± 98/282 میلی گرم در کیلوگرم وزن خشک گیاه سنجش شد. . بر اساس شکل a 1، صرف نظر از زمان برداشت، غلظت روی در بخش هوایی با افزایش غلظت روی در محیط، افزایش نشان داد. به استثنای تیمار 2000 میکرومولار، در سایر غلظت ها، با طولانی شدن زمان برداشت، میزان روی در بخش هوایی بطور قابل توجهی افزایش یافت، به طوری که حداکثر میزان تجمع روی در روز نهم و حداقل آن در روز صفر پس از اعمال غلظت های مختلف روی مشاهده گردید. حداکثر میزان روی در بخش هوایی در غلظت های 1500(T9) و 2000 میکرومولار (T6، T9) به ترتیب به میزان 2/6 ± 42/270، 13 ± 77/277 و 8/13 ± 98/282 میلی گرم در کیلوگرم وزن خشک گیاه سنجش شد. همان طور که در شکل b 1 مشاهده می شود، غلظت در بخش ریشه ای حتی در تیمار 250 میکرومولار به صورت معنی­داری P <0.05 بسیار بالاتر از بخش هوایی می­باشد. حداکثر غلظت در ریشه­ها، در غلظت

جدول1- مقادیر فاکتورهای انتقال (TF) و تغلیظ زیستی (BF، در بخش­های هوایی و ریشه­ای) در زمان­های برداشتT0 ، T3، T6 و T9 برای گیاهان رشد یافته در غلظت­های مختلف روی.

1000 میکرومولار و در برداشت زمانیT9  به مقدار 943 ± 25443 میلی گرم بر کیلوگرم اندازه گیری شد. نتایج حاصل از سنجش میزان روی در بخش ریشه ای حاکی از آن است که حداکثر تجمع روی در برداشت های T3، T6 و T9 در تیمار 1000 میکرومولار وجود دارد. در تیمارهای 1500 و 2000 اگر چه غلظت روی در ریشه ها در مقایسه با تیمار 1000 میکرومولار کاهش معنی داری را از خودنشان داد، اما به استثتای برداشت T3، در سایر برداشت ها همچنان غلظت روی در ریشه ها به طور معنی داری بالاتر ازغلظت های 250 و 500  میکرومولار سنجش شد. بین غلظت های 250 و 500  میکرومولار در همه برداشت ها تفاوت معنی داری مشاهده نشد (شکل b 1).

مطابق با جدول1، مقدار TF برای همه غلظت ها و در همه زمان های برداشت، کمتر از 1 محاسبه شد. بررسی BF در بخش هوایی نشان داد که مقدار این شاخص در اندام هوایی برای همه غلظت ها کمتر از 1 و در ریشه ها در اکثر موارد بالاتر از یک می باشد. در رابطه با BF بخش ریشه ای، به استثنای غلظت های 1500 میکرومولار در برداشت زمانی T0 و T3 و غلظت 2000 میکرومولار در برداشت زمانی T0، T3 و T6، در سایر موارد برای این شاخص مقادیر بیشتر از یک محاسبه گردید (جدول1). 

مطابق شکل2، اندازه گیری طول اندام هوایی و ریشه ای بین زمان های مختلف T9,T6,T3,T0 در هر غلظت نشان داد که تفاوت معنی داری (P <0.05) بین آنها در اکثر موارد وجود ندارد. علاوه براین، با افزایش غلظت روی در هر زمان برداشت اختلاف معنی داری بین غلظت های مختلف برای این شاخص ها در اکثر موارد ارزیابی نشد، اما در برداشت T9 طول اندام هوایی در تمام غلظت­ها در مقایسه با محیط فاقد روی کاهش (P <0.05) یافت (شکل a 2). این کاهش برای ریشه ها در تمام غلظت های اعمال شده (در زمان های T9,T6,T3) نسبت به محیط شاهد (فاقد روی) معنی دار بود (شکل b 2). همانطور که در شکل3 مشاهده می شود، وزن تر هم در بخش هوایی و هم در ریشه در همه غلظت ها کاهش معنی داری را در مقایسه با گیاهان رشد یافته در محیط فاقد روی از خود نشان داد. این شاخص در بخش هوایی و ریشه ای در همه غلظت های اعمال شده به استثنای محیط فاقد روی با گذشت زمان در اکثر موارد از خود کاهش نشان داد که در برخی موارد در سطح P < 0.05 معنی داری بود. همچنین در هر تیمار غلظت و در هر برداشت زمانی، وزن تر ریشه ها بطور معنی داری(P <0.05)  کمتر از بخش هوایی بود. در اندازه گیری وزن خشک بخش هوایی نتایج نشان داد که این شاخص در گیاهان رشد یافته در محیط حاوی روی کاهش معنی داری (P <0.05) در مقایسه با محیط شاهد می یابد (شکل a 4). به استثنای محیط فاقد روی، تفاوت معنی داری (P <0.05) بین برداشت های زمانی مختلف در هر غلظت در اکثر موارد مشاهده نشد. بر اساس شکل b 4، افزایش غلظت روی در محیط به منجر به کاهش در وزن خشک بخش ریشه ای در مقایسه با محیط فاقد روی گردید.

شکل2- طول اندام هوایی (a) و ریشه­ای (b) بر حسب سانتی­متر در طی برداشت­های زمانی .T9,T6,T3 ,T0 هر عدد میانگین سه تکرار ± انحراف معیار می­باشد. ستون­های دارای یک حرف مشترک در سطح 05/0< P با آزمون دانکن تفاوت معنی­دار ندارند.

شکل3- وزن تر اندام هوایی (a) و ریشه­ای (b) بر حسب میلی گرم در طی برداشت­های زمانی .T9,T6,T3 ,T0 هر عدد میانگین سه تکرار ± انحراف معیار می­باشد. ستون­های دارای یک حرف مشترک در سطح 05/0< P با آزمون دانکن تفاوت معنی­دار ندارند.

شکل4- وزن خشک اندام هوایی (a) و ریشه­ای (b) بر حسب میلی گرم در طی برداشت­های زمانی .T9,T6,T3 ,T0 هر عدد میانگین سه تکرار ± انحراف معیار می­باشد. ستون­های دارای یک حرف مشترک در سطح 05/0< P با آزمون دانکن تفاوت معنی­دار ندارند.

جدول2- مقادیر شاخص تحمل (IT)، شاخص جذب(UI)  و درصد نرخ رشد (GR) در زمان­های برداشت T3، T6 و T9 برای گیاهان رشد یافته در غلظت­های مختلف روی.

تغییرات مربوط به شاخص های تحمل (IT) و جذب (UI) و درصد نرخ رشد (GR) برای همه برداشت ها به استثنای T0 در جدول2 ارائه شده اند. در برداشت T0 به علت آنکه هنوز تنش روی به گیاهان اعمال نشده و طول و وزن گیاهان انتخابی یکسان و پایین بود، شاخص تحمل، شاخص جذب و درصد نرخ رشد به ترتیب 1، 0 و 100 محاسبه گردید. براساس جدول 2، شاخص تحمل برای غلظت­های مختلف روی کمتر از یک محاسبه شد، اما نسبت به سایر غلظت­ها در غلظت­های 1000 و 1500 میکرومولار افزایش و در 2000 میکرومولار کاهش نشان داد. همچنین، در هر غلظت روی با گذشت زمان، برای این شاخص کاهش قابل توجهی محاسبه شد. بررسی شاخص UI با توجه به وزن خشک کل گیاه مشخص نمود که مقدار این شاخص برای گیاهان رشد یافته در غلظت 1000 و 1500 میکرومولار افزایش بیشتری را در مقایسه با سایر غلظت ها دارد، با این وجود حداکثر میزان آن در 1000 میکرو مولار سنجش شد (جدول 2). همانطور که در جدول2 مشاهده می شود، برای هر غلظت با گذشت زمان بویژه در برداشت T9، نرخ رشد دچار کاهش شد. متوسط مقدار این شاخص در طی سه برداشت زمانی نشان داد که با افزایش غلظت روی، نرخ رشد کاهش می یابد. علاوه براین، صرفنظر از غلظت روی و زمان برداشت، درصد این شاخص برای همه گیاهان کمتر از 100 بدست آمد.

بحث:

فلز روی به عنوان یک فلز سنگین از جمله عناصر ریز مغذی ضروری برای رشد و نمو گیاهان است که نقش مهمی را در فعال نمودن برخی آنزیم های حیاتی گیاه از جمله کربنیک آنیدرازها، دهیدروژنازها، آلکالین فسفاتازها، فسفولیپازها و RNA پلیمرازها، در متابولیسم پروتئین ها، قندها، اسیدهای نوکلئیک و چربی ها، در فتوسنتز و بیوسنتز اکسین ایفا می کند. با این وجود نظیر سایر فلزات سنگین، غلظت های بالای روی که عمدتا ناشی از فعالیت های انسانی است می تواند با توجه به گونه گیاهی موجب اختلال در فرایندهای رشد و نموی، متابولیکی و ایجاد سمیت در گیاه و آسیب به اکوسیستم ها شود(Rascio and Navari-Izzo, 2011; Lin et al., 2012) .  میزان طبیعی روی در بافت های گیاهی  10 تا 150 میلی گرم در کیلوگرم گزارش شده است (Reeves and Baker, 2000). با این وجود گیاهان بیش تجمع دهنده روی قادر هستند که بیش از 10000 میلی گرم روی در کیلوگرم وزن خشک در بخش های هوایی خود تغلیظ کنند، بدون اینکه علائم سمیت در آنها ظاهر شود (Salt et al., 1995) که در این رابطه می توان به Arabidopsis halleri, Viola calaminaria  Thlaspi caerulescens, و چند گونه متعلق به جنس Thlaspi
(Sarret et al., 2002) و  Corydalis davidii
(Lin et al., 2012)  اشاره نمود. مطابق تعریف یک گیاه بیش تجمع دهنده با چهار ویژگی مشخص می شود : (1) داشتن توانایی بالا در تغلیظ فلز در بخش هوایی بیش از حد آستانه غلظت یک فلز در گیاهان، به عنوان مثال حد آستانه برای فلز روی بیش از 10000 میلی گرم روی در کیلوگرم وزن خشک می باشد (Salt et al., 1995). (2) داشتن شاخص TF بالاتر از یک(Vogel-Mikus et al., 2005) ، (3) داشتن شاخص BF بیشتر از یک (Brooks et al., 1998) و (4) برخورداری از قدرت تحمل بالا برای رشد در غلظت های بالای فلز، بدون ظهور علائم سمیت و تنوع در ارئه پاسخ در مقابله با چنین تنشی (Sun et al., 2008). بررسی میزان روی در پنیرک (جمعیت جمع آوری شده از اطراف صنایع فولاد سازی) در این مطالعه نشان داد که افزایش غلظت روی در محیط و همچنین طولانی شدن زمان برداشت منجر به تجمع روی در بخش هوایی بویژه در گیاهان رشد یافته در غلظت 2000 میکرومولار حداکثر تا 8/13 ± 98/282 میلی گرم در کیلوگرم می شود (شکل a 1)، که بیشتر از میزان طبیعی روی در بافت های گیاهی است، با این حال، مقدار آن از حد آستانه تعریف شده برای یک گیاه بیش تجمع دهنده روی بسیار کمتر است. فاکتورهای TF و BF شاخص های مهمی برای ارزیابی جذب و توانایی حذف فلزات سنگین از محیط در گیاه پالایی می باشند (Bose et al, 2008). بررسی مقدار TF و BF اندام هوایی (جدول 1) نشان می دهد که احتمالا گیاه فاقد توانایی انتقال روی از بخش ریشه ای به بخش هوایی است و قادر به تغلیظ روی از محلول غذایی در بخش های هوایی نمی باشد. در ریشه ها، تجمع فوق العاده بالاتری از روی در مقایسه با اندام های هوایی مشاهده شد که حداکثر میزان آن در غلظت 1000 میکرومولار در همه زمان های برداشت سنجش گردید (شکل b 1). ضمن اینکه، با توجه به مقادیر BF بخش های ریشه ای که در اکثر موارد بالاتر از یک محاسبه شد، به نظر می رسد که این گیاه با تغلیظ روی در ریشه ها از انتقال آن به بخش های هوایی ممانعت می نماید. افزایش معنی دار میزان یک فلز در ریشه ها نسبت به بخش هوایی، حاکی از غیر متحرک شدن آن در سلول های ریشه، TF کمتر از یک و ارائه یک استراتژی اجتناب می باشد (Baker, 1981). بنابراین با توجه به  نتایج بدست آمده از این مطالعه، تصور می شود که پنیرک، از انتقال روی به بخش هوایی (احتمالاً جهت حفاظت فعالیت­های مهم متابولیکی موجود در برگ­ها) ممانعت نموده، منجر به تجمع غلظت های بسیار بالایی از این فلز در ریشه­ها می­گردد. بررسی میزان تجمع فلز در غلظت های مختلف روی در برخی از گونه های جنس Populus نشان داد که اساسا ریشه ها قابلیت بالاتری در مقایسه با اندام­های هوایی در تجمع روی دارند و احتمالا برای تحمل غلظت­های سمی روی پاسخ اجتناب از انتقال روی به بخش­های هوایی را از خود ارائه می دهند(Vollenwieder et al., 2011; Fernandez et al., 2012) . در گیاهان بیش تجمع دهنده میزان انتقال و تجمع فلز در بخش هوایی افزایش خیلی بیشتری را در مقایسه با ریشه ها نشان می دهد. برای مثال، در بیش تجمع دهنده Sedum alfredii، افزایش غلظت روی در محیط منجر به به افزایش معنی­داری از این فلز در اندام­های هوایی در مقایسه با ریشه­ها گردید
(Sun et al., 2005). در بررسی میزان روی در شرایط کنترل شده، گیاه Potentilla griffithii به عنوان یک بیش تجمع دهنده روی که توانایی بالایی در تحمل و تجمع این فلز در بخش هوایی دارد، معرفی شده است(Hu et al., 2009) . در پژوهش فوق مشخص شد که با افزایش غلظت روی در محیط، میزان تجمع فلز در بخش هوایی Potentilla griffithii بالاتر از ریشه­ها و قابلیت انتقال روی از ریشه به بخش هوایی بزرگتر از یک می­باشد. ارزیابی میزان تجمع روی با استفاده از کشت گلدانی و هیدروپونیک در گیاه Corydalis davidii نشان داد که با افزایش غلظت روی در محیط، توانایی این گیاه هم برای جذب روی از محیط و هم برای انتقال از ریشه­ها به اندام های هوایی افزایش می­یابد، همچنین تجمع بسیار بالاتری از این فلز در بخش­های هوایی در مقایسه با ریشه­ها و محیط مشاهده می­شود و بنابراین این گونه می­تواند به عنوان یک بیش تجمع دهنده روی در پاکسازی مناطق آلوده به این فلز مفید باشد (Lin et al., 2012). 

اندازه­گیری طول، وزن تر و خشک بخش­های هوایی و ریشه ای گیاهان رشد یافته در غلظت­های مختلف روی کاهش معنی داری را از خود در مقایسه با محیط فاقد روی نشان داد (شکل2، 3، 4)، ضمن اینکه کاهش بیوماس در ریشه­ها در مقایسه با بخش هوایی شدیدتر بود. علاوه براین، در برداشت روز نهم زرد شدن برگ­ها نیز مشاهده گردید. به نظر می­رسد که در شرایط کمبود یا فقر روی، گیاه از ذخایر درون سلولی یا مکانیسم­هایی جهت محلول سازی اشکال کمتر محلول تر برای افزایش قابلیت دسترسی به روی استفاده می­نماید
 (Whiting et al., 2001)، به همین دلیل احتمالاً در طی دوره زمانی پژوهش کنونی، افزایش معنی داری در شاخص های رشدی گیاهان رشد یافته در شرایط فاقد روی در مقایسه با سایر غلظت­ها به دست آمد. کاهش رشد گیاه به ویژه کاهش رشد و تغییرات مورفولوژیکی ریشه­ها و همچنین کاهش میزان کلروفیل در اثر غلظت­های بالای روی در سایر گونه­ها نیز گزارش شده است (Miretzky et al., 2006; Broadley et al., 2007; Mateos-Naranjio et al., 2008; Galdelas et al., 2011; Fernandez et al., 2012). کاهش بیشتر در رشد ریشه ها نسبت به اندام­های هوایی در برخی از ارقام Populus تیمار شده با غلظت­های بالای روی، به اثرات سمی روی در ممانعت یا کاهش انتقال مواد فتوسنتزی از اندام­های هوایی به ریشه­ها نسبت داده شده است (Fernandez et al., 2012). زردی برگ ها در اثر کاهش سنتز کلروفیل در تیمار با غظت­های سمی روی، به کمبود منگنز و جایگزینی روی در مسیر بیوسنتزی کلروفیل نسبت داده شده است (Sagardoy et al., 2009).  غلظت­های بالای روی از طریق کاهش جذب و قابلیت دسترسی ریشه­ها به سایر عناصر غذایی به ویژه آهن و منگنز باعث کمبود این عناصر برای گیاه می­شوند (Fernandez et al., 2012). به نظر می­رسد که علت عدم تغییر ویژگی­های رشدی مانند بیوماس و میزان رشد ریشه­ها و اندام­های هوایی در غلظت­های بالای یک فلز سنگین در گیاهان بیش تجمع دهنده، برخورداری از توانایی تحمل بالا در مواجه با تنش مذکور باشد
(Yang et al., 2005; Lin et al., 2012). در یک مطالعه در رابطه با تاثیر افزایش غلظت کادمیم بر طول، وزن تر و خشک ریشه و بخش هوایی در گیاه بیش تجمع دهنده
Lonicera japonica ، هیچ تفاوت معنی­داری با گیاهان رشد یافته در محیط شاهد گزارش نشد(Liu et al., 2009) . در بیش تجمع دهنده Potentilla griffithii، غلظت­های بالای روی باعث افزایش معنی­دار بیوماس، علیرغم تجمع بالای روی در بخش هوایی شد (Hu et al., 2009). بر اساس نتایج حاصل از این مطالعه، اگر چه متوسط شاخص تحمل (IT) در گیاهان رشد یافته در غلظت­های 1000 و 1500 میکرومولار نسبت به سایر غلظت­ها از خود افزایش نشان داد (جدول 2)، اما این افزایش در مقایسه با گیاهانی که توانایی (بیش) تجمع دهندگی را از خود در شرایط آزمایشگاهی نشان داده اند
(Deng et al., 2007; Liu et al., 2009; Fernandez et al., 2012 ) کمتر می­باشد. میزان این شاخص برای چنین گیاهانی بالاتر از یک است. معمولاً بیوماس و IT، می توانند نقش مهمی را در شناسایی یک گیاه (بیش) تجمع دهنده از خود ارائه نمایند. به عبارت دیگر در یک گیاه (بیش) تجمع دهنده، نباید بیوماس و مقدار IT در غلظت های آستانه فلز که منجر به کاهش رشد اکثریت گیاهان می­شود، کاهش قابل توجهی را نشان دهند (Ernst and Nelissen, 2000).  بنابراین، با توجه به کاهش وزن تر و خشک بخش­های هوایی و ریشه ای در این جمعیت پنیرک و همچنین کاهش IT در غلظت­های مختلف روی در طی دوره آزمایشی (9 روز)، تصور می­شود که این گیاه از قدرت تحمل پایینی برای رشد در چنین غلظت­هایی، به ویژه در غلظت 2000 میکرو مولار برخوردار است و نمی­تواند به عنوان یک گیاه (بیش) تجمع دهنده روی مطرح باشد. با این وجود، تصور می­شود که علت افزایش IT در گیاهان رشد یافته در غلظت­های 1000 و 1500 میکرومولار نسبت به سایر غلظت­ها با توجه به یافته­های Hu و همکاران (2009)، تجمع بالای روی در ریشه­های این گیاهان و.ممانعت از انتقال به بخش­های هوایی و در نتیجه حفاظت بخش­های هوایی از آسیب­های ناش از تجمع فلز در برابر سمیت روی و در نهایت ارائه تحمل مناسب تر در این شرایط باشد. با بررسی شاخص جذب (UI) با توجه به وزن خشک کل گیاه، بیشترین میزان این شاخص برای گیاهان رشد یافته در غلظت 1000 میکرو مولار محاسبه شد که این احتمالاً به دلیل تجمع بالاتر روی در ریشه­ها در این غلظت در مقایسه با سایر تیمارها است. همچنین، با ارزیابی این شاخص بر اساس وزن خشک ریشه و غلظت روی در ریشه، حداکثر مقدار برای گیاهان رشد یافته در 1000 میکرومولار بویژه در برداشت های T9 وT6 محاسبه گردید (نتایج ارائه نشده اند). در گیاه بیش تجمع دهنده Prosopis laevigata مشخص شد که نرخ رشد حتی بعد از 50 روز در معرض قرار گرفتن با کادمیم بیش از 50 درصد است .(Buendia-Gonzalez et al., 2010) در طی دوره زمانی این مطالعه (9 روز)، متوسط شاخص رشد با افزایش غلظت روی و همچنین در هر غلظت با گذشت زمان کاهش یافت که به نظر می­رسد ناشی از کاهش وزن خشک گیاه در این غلظت ها نسبت به شرایط شاهد باشد.

نتیجه­گیری کلی:

در یک جمع بندی کلی بر اساس نتایج حاصل از این تحقیق بر روی پنیرک(Malva parviflora)  به عنوان یک جمعیت جمع آوری شده از مناطق اطراف صنایع فولاد سازی شهر اهواز و با توجه به کاهش شاخص های TF، BF بخش هوایی، IT، نرخ رشد و بیوماس با افزایش غلظت روی در محیط در دوره زمانی آزمایش، به نظر می­رسد که این گیاه از توانایی بالایی در تغلیظ روی در بخش هوایی، حداقل در این شرایط آزمایشی برخوردار نمی­باشد، اما با توجه به افزایش معنی­دار BF بخش ریشه­ای و تجمع بالای روی در ریشه­ها، تصور می شود که گیاه فوق با ممانعت از انتقال روی به بخش­های هوایی از مکانیسم اجتناب برای تحمل غلظت­های بالای روی استفاده نموده است.

تشکر و قدردانی:

این مطالعه با استفاده از هزینه پژوهانه مربوط به دانشجویان کارشناسی ارشد (سال 1392) انجام شد. نویسندگان این مقاله از معاونت پژوهشی دانشگاه شهید چمران اهواز برای فراهم نمودن تسهیلات مالی لازم جهت انجام این پژوهش قدرانی می­نمایند.

منابع:

سعادت خواه، ع. (1392) تاثیر تجمع فلزات سنگین نیکل، منگنز، روی، آهن و سرب بر روی برخی شاخص های بیوشیمیایی در پوشش گیاهی موجود در منطقه اطاف صنایع فولادسازی در اهواز، دانشگاه شهید چمران اهواز، اهواز، ایران.

Ali, H., Khan, E. and Sajad, M. A. (2013) Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications .Chemosphere 91: 869–881.

Aravind, P. and Prasad, M. N. V. (2005) Cadmium- Zinc interaction in hydroponic system using Ceratophyllum demersum L.: adaptive echophysiology, biochemistry and molecular toxicology. Brazilian Journal of Plant Physiology 17: 3-20.

Baker, A. J. M. (1981) Accumulators and excluders: strategies in the response of plants to heavy metals. Journal of Plant Nutrition. 3: 643-654.

Baker, A. J. M. (1987) Metal tolerance. New Phytologist 106: 93-111.

Brooks, R. R., Chambers, M. F., Nicks, L. J. and Robinson, R. H. (1998). Phytomining. Trends in Plant Science 3: 359-362.

Bose, S., Chandrayan, S., Ria, V., Bhatacharyya, A. K. and Ramanathan, A. L. (2008) Translocation of metals in pea plants grown on various amendent of electroplating industrial sludge. Bioresource Tecehnology 99: 4467-4475.

Broadley, M . R., White, P. J., Hammond, J. P., Zelko, I. and Lux, A. (2007) Zinc in plants. New Phytologist 173: 677-702.

Buendia-Gonzalez, L., Orozco-Villafuerte, J., Cruz-Sosa, F., Barrera-Diaz, C. E.. and Vernon-Carter, E. J. (2010) Prosopis laevigata a potential chromium (VI) and cadmium (II) hyperaccumulator desert plant. Bioresource Technology 101: 5862-5868.

Del Rio-Celestino, M., Font, R., Moreno-Rojas, R. and De Haro-Bailon, A. (2006). Uptake of lead and zinc by wild plants growing on contaminated soils. Industrial Crops and Products 24: 230-237.

Deng, D. M., Shu, W. S., Zhang, J., Zou, H. L., Lin, Z., Ye, Z. H. and Wong, M. H. (2007) Zinc and cadmium accumulation and tolerance in populations of Sedum alferedii. Environmental Pollution 147: 381-386.

Ernst, W. H. O. and Nelissen, H. J. M. (2000) Life-cycle phases of a zinc- and cadmium resistant ecotype of Silene vulgaris in risk assessment of polymetallic mine soils. Environmental Pollution 107: 329-338.

Fernandez, J., Zacchini, M. and Fleck, I. (2012) Photosynthetic and growth responses of Populus clones Eridano and I-214 submitted to elevated Zn concentrations. Journal of Geochemical Exploration 123: 77-86.

Fischerova, Z., Tlustos, P., Szakkova, J. and Sichorova, K. (2006). A comparison of phytoremediation capability of selected plant species for given trace element. Environmental Pollution 144: 93-100.

Fritsch, C., Giraudoux, P., Coeurdassier, M., Douay, F., Raoul, F., Pruvot, C., Waterlot, C., de Vaufleury, A. and Scheifler, R. (2010). Spatial distribution of metals in smelter impacted soils of woody habitats: influence of landscape and soil properties and risk for wildlife. Chemosphere 81:141-155.

Galdelas, C., Dong, S., Araus, J. L., and Weiss, D. J. (2011) Zinc isotopic fractionation in Phragmites australis in response to toxic levels of zinc. Gournal of Experimental Botany 62: 2169-2178.

Hao, X. Z., Zhou, D. M. Li, D. D. and Jiang, P. (2012) Growth, cadmium and zinc accumulation of ornamental sunflower (Helianthus annuus L.) in contaminated soil with different amendments. Pedosphere 22: 631-639.

Hu, P. J., Qiu, R. L., Senthilkumar, P., Jiang, D., Chen, Z. W., Tang, Y. T. and Liu, F. J. (2009) Tolerance, accumulation and distribution of zinc and cadmium in hyperaccumulator Potentilla griffithii. Environmental and Experimental Botany 66: 317-325.

Li, Y. M., Chaney, R., Brewer, E., Roseberg, R., Angle, J. S., Baker, A. J. M.., Reeves, R. D. and Nelkin, J. (2003) Development of a technology for commercial phytoextraction of nickel: economic and technical considerations. Plant and Soil 249: 107-115.

Lin, W., Xiao, T., Wu, Y., Ao, Z. and Ning, Z. (2012) Hyperaccumulation of zinc by Corydalis davidii in Zn-polluted soils. Chemosphere 86: 837-842.  

Liu, Z., He, X., Chen, W., Yuan, F., Yan, K. and Tao, D. (2009) Accumulation and tolerance characteristics of cadmium in a potential hyperaccumulator-Lonicera japonica Thunb. Journal of Hazardous Materials 169: 170-175.

McGrath, S. P., Zhao, F. J. and Lombi, E. (2002). Phytoremediation of metals, metalloids and radionuclides. Advances in Agronomy 75: 1-56.

Mateos-Naranjo, E., Renondo-Gomez, S., Cambroll, J., Luque, T. and Figueroa, M. E. (2008) Growth and photosynthesis responses to zinc stress of an invasive cordgrass, Spartina densiflora. Plant Biology 10: 754-762.

Mattina, M. J. I., Lannucci-Berger, W., Musante, C. and White, J. C. (2003) Concurrent plant uptake of heavy metals and persistent organic pollutants from soil. Environmental Pollution 124:375-378.

Memon, A., Aktoprakligil, D., Ozdemir, A. and Vertii, A. (2001) Heavy metal accumulation and detoxification mechanisms in plants. Turkish Journal of Botany 25: 111-121.

Miretzky, P., Saralegui, A. and Cirelli, A. F. (2006) Simultaneous heavy metal removal mechanism by dead macrophytes. Chemosphere 62: 247-54.

Moogouei, R., Borghei, M. and Arjmandi, R. (2011) Phytoremediation of stable Cs from solutions by Calendula alata, Amaranthus chlorostachys and Chenopodium album. Ecotoxicology and Environmental Safety 74: 2036-2039.

Pollard, A. J., Reeves, R. D. and Baker, A. J. M. (2014) Facultative hyperaccumulation of heavy metals and metalloids. Plant Science 217-218: 8-17.

Rascio, N. and Navari-Izzo, F. (2011). Heavy metal hyperaccumulating plants: How and why do they do it? And what makes them so interesting? Plant Science 180: 169-181.

Reeves, R. D. (2006). Hyperaccumulation of trace elements by plants. In: Phytoremediation of metal-contaminated soils , NATO Science Series: IV: Earth and Environmental Sciences. (eds. Morel, J. L., Echevaria, G. and Goncharova, N.) Pp. 1-25. Springer, New York.

Reeves, R. D. and Baker, A, J, M. (2000). Metal-accumulating plants. In: Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean up the environment. (eds. Raskin, I. and Ensley, B. D.) Pp. 193-229. John Wiley and Sons, New York.

Sagardoy, R., Morales, F., Lopez-Millan, A. F., Abadia, A. and Abadia, J. (2009) Effects of zinc toxicity in suger beet (Beta vulgaris L.) plants grown in hydroponics. Plant Biology 11: 577-588.

Salt, D. E., Blaylock, M., Kumar, N. P. B. A., Dushenkov, V., Enaley, B. D., Chet, I. and Raskin, I. (1995) Phytoremediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants. Nature Biotechnology 13: 468-474.

Saraswet, S. and Rai, J. P. N. (2009) Phytoextraction potential of six plant species grown in multimetal contaminated soil. Chemistry and Ecology 25: 1-11.

Sarret, G., Saumitou-Laprade, P., Bert, V., Proux, O., Hazemann, J. L., Traverse, A., Marcus, M. A. and Manceau, A. (2002). Forms of zinc accumulated in the hyperaccumulator Arabidopsis halleri. Plant Physiology 130: 1815-1826.

Soon, Y. K. and Abboud, S. (1993) Cadmium, Chromium, Lead and Nickel. In: Soil sampling and methods of analysis. (ed. Carter, M. R.) Pp. 101-109. Lewis Publishers CRC, Boca Raton.

Soudek, P., Petrova, S. and Vanek, T. (2011) Heavy metal uptake and stress responses of hydroponically cultivated garlic (Allium sativum L.). Environmental and Experimental Botany 74: 289-295.

Siddiqi, M. Y., Glass, A. D. M., Ruth, T. J. and Rufty, T. (1990) Studies of the uptake of nitrate in barley: I. Kinetics of ¹³ NO₃ influx.  Plant Physiology 93: 1426-1432.

Sun, Q., Ye, Z. H., Wang, X. R. and Wong, M. H. (2005) Increase of glutathione in mine population of Sedum alfredii: a Zn hyperaccumulator and Pb accumulator. Phytochemisrtry 66: 2549-2556.

Sun, Y. B., Zhou, Q. X. and Diao, C. (2008) Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L. Bioresource Technology 99: 1103-1110.

Vogel-Mikus, K., Drobne, D. and Regvar, M. (2005) Zn, Cd and Pb accumulation and arbuscular mycorrhizal colonization of pennycress Thlaspi praecox Wulf. (Brassicaceae) from the vicinity of a lead mine and smelter in Slovenia. Environmental Pollution 133: 233-242.

Vollenwieder, P., Menard, T. and Gunthardt-Georg, M. S. (2011) Compartmentation of metals in foliage of Populus tremula grown on soils with mixed contamination. I. From the tree crown to leaf cell level. Environmental Pollution 159: 324-336.

Whiting, S. N., Jonathan, R. L., McGrath, S. P. and Baker, A. J. M. (2001) Zinc accumulation by Thlaspi caerulescens from soils with different Zn availability: a pot study. Plant and Soil 236: 11-18.

Xue, S. G., Chen, Y. X. Reeves, R. D. and Baker, A. J. M. (2004) Manganese uptake and accumulation by the hyperaccumulator plant Phytolacca acinosa Roxb. (Phytolaceae). Environmental Pollution 131: 393-399.

Yang, X., Feng, Y., He, Z. and Stoffella, P. J. (2005) Molecular mechanisms of heavy metal hyperaccumulation and phytoremediation. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology 18: 339-353.

Yoshida, N., Ikeda, R. and Okuno, T. (2006) Identification and characterization of heavy metal-resistant unicellular alga isolated from soil and its potential for phytoremediation. Bioresource Tecehnology 97: 1843-1849.