مروری بر شاخص‏های زیستیِ محیط‏های آلوده به فلزات‌ سنگین

فصلنامه انسان و محیط زیست، شماره 40، بهار 96

مروری بر شاخص‏های زیستیِ محیط‏های آلوده به فلزات‌ سنگین

جابر اعظمی[1]^*

j.aazami@znu.ac.ir

حبیب مرادپور [2]

ناصرکیانی مهر²

چکیده

آلودگی اکوسیستم­های مختلف به فلزات ‌سنگین یکی از مهم‌ترین مسایل محیط‌‏زیست است که زندگی گیاهان، جانواران و مخصوصاً انسان را تهدید می‌کند. امروزه در دنیا جهت اصلاح محیط‌های آلوده به فلزات ‌سنگین از روش های زیستی استفاده می کنند در حالی که هنوز در کشور ایران روش‌های شیمیایی و فیزیکی بکار گرفته می‏شود. روش‌های اصلاح فیزیکی و شیمیایی محیط‌ها را تحت تأثیر             قرار می‌دهند، تنوع‌زیستی و کیفیت محیط را از بین می‏برند و این روش‌ها عمدتاً پرهزینه، وقت‏گیر، مسبب آلودگی محیط‏زیست، نیاز به امکانات و تجهیزات گران، نیازمند متخصص جهت سنجش و ... هستند. از این رو، طی سال‌های اخیر پژوهشگران درصدد طراحی و توسعه‌ی روش‌های زیستی برآمدند که بتوانند محیط‌های آلوده به فلزات سنگین را با دقت بیش­تر، کم هزینه‏تر، سازگارتر با محیط و       با حداقل امکانات پاک­سازی، تعدیل و پایش نمایند. هدف از این تحقیق مروری بر شاخص‏های زیستی، انتقال مفهوم شاخص‌های زیستی و چگونگی انتخاب اصلاح‌گر زیستی خاک‌های آلوده، می باشد. برای مثال گیاه‏پالایی هنوز در مرحله‌ی تحقیق و توسعه می‌باشد و دارای مباحث فنی زیادی است که نیاز به توجه و ارزیابی دارند.

کلمات کلیدی: فلزات ‌سنگین، آلودگی محیط‌زیست، شاخص ‌زیستی.

مقدمه

یکی از عمد‌ه‌ترین آلاینده‌های محیط‌زیست فلزات ‌سنگین است(1). پایداری فلزات‌ سنگین در محیط‌زیست، مشکلات زیادی را به وجود آورده است. یکی از نتایج مهم پایداری آنها، تجمع‌ زیستی در طول زنجیره غذایی است. فلزات ‌سنگین به طور طبیعی از اجزای تشکیل دهنده‌ی پوسته‌ی زمین هستند ولی فعالیت‏های انسانی به صورت قابل توجه‌ای، چرخه‌ی ژئوشیمیایی و توازن بیوشیمیایی آن­ها را تغییر می‌دهد (2). در نتیجه ممکن است منجر به ورود غلظت بسیار بالایی از فلزات ‌سنگین به محیط، گاه  100 تا 1000  برابر بالاتر از آن­چه در پوسته‌ی زمین است، شود و به شرط فراهم بودن دسترس‏پذیر بودن زیستی، موجودات زنده در معرض سطوح بالایی ازآن­ها قرار خواهند گرفت (3). در برخی منابع علمی فلز را بر مبنای خصوصیات فیزیکی‌اش تعریف می‌کنند فلزات دارای خواصی از قبیل هدایت الکتریکی و گرمایی بالا، قابلیت بازتاب و درخشندگی و دارای قابلیت لوله‌ای شدن هستند؛ لیکن از دیدگاه بیولوژیکی واژه فلز به عنصری اطلاق می شود که می تواند یک یا بیش­تر الکترون از دست بدهد و در محیط آبی به صورت کاتیون در آید. با تعریف اخیر به حدود 80 عنصر موجود در جدول تناوبی می توان واژه فلز را نسبت داد. فلز‌سنگین[3] واژه‌ای است که کمتر به طور دقیق تعریف صحیحی از آن ارائه شده است. در واژه‌نامه‌های شیمیایی به فلزاتی با جرم مخصوص بیش­تر از 5 گرم بر سانتی‏متر مکعب فلزات ‌سنگین اطلاق می شود لیکن از نظر بیولوژی این واژه به عناصری که دارای خاصیت سمی هستند، اطلاق می‌شود (4). بر این اساس فلزاتی که در فهرست مواد سمی قرار می گیرند عبارتند از آلومینیوم، آرسنیک، برلیوم، بیسموت، کادمیوم، کروم، کبالت، مس، آهن، سرب، منگنز، جیوه، نیکل، سلنیوم، تالیم، قلع، تیتانیوم و روی، برخی از این فلزات نظیر کرم و آهن جزو عناصر ضروری در جیره غذایی روزانه انسان هستند اما دزهای[4] بالای این عناصر سمی است. برخی از این عناصر از طریق دستگاه تنفس وارد بدن می شوند مانند سرب و برخی دیگر از طریق غذا جذب می‌شوند که میزان جذب این عناصر در بدن بستگی به نوع فلز دارد برخی نمک‌های فلزی مانند نمک‌های سرب، قلع و کادمیوم به مقدار اندکی جذب بدن می‌شوند. در صورتی نمک فلزاتی مانند آرسنیک و تالیوم تقریبا به طور کامل جذب می شوند. مهم­ترین اندام جذب کننده‌ی عناصر سنگین کلیه‌ها هستند، در حقیقت کلیه‌ها را می توان صافی‌های بسیار پیچیده در نظر گرفت که وظیفه جذب مواد سمی از خون را بر عهده دارند. کلیه‌ها از واحد‏های بسیار ریزی به نام نفرون[5] تشکیل شده‌اند بدین ترتیب به موادی که برای نفرون‌ها و در نهایت برای کلیه سمی هستند نفروتوکسین[6] می گویند. کادمیوم، سرب و جیوه از جمله فلزاتی هستند در گروه نفروتوکسین‌ها قرار می‌گیرند. تقریبا تمام فلزات سنگین در بدن عوارض سویی بر جای می‌گذارند که از آن جمله می‌توان به اختلال در سیستم عصبی، کلیوی، ایجاد جهش‏های ژنتیکی و غده‌ها اشاره کرد (5).

ازجمله مهم­ترین منابع انسانی اصلی درتولید فلزات سنگین، خروجی‌های صنایع، معدن­کاری، کودهای شیمیایی، آفت کش‌ها، آبیاری با فاظلاب‌های­آلوده در کشاورزی و سوزاندن سوخت‏های فسیلی و زباله‌ها می باشند که باعث افزایش آن‏ها در خاک می شوند (6, 7).

فلزات سنگین غیرقابل تجزیه زیستی بوده و تمایل به تجمع^[7]درسیستم‌های بیولوژیکی دارند (8). روش‌های فیزیکی و شیمیایی مختلفی برای خذف فلزات سنگین از محیط، توسعه یافته‌اند که استفاده برخی از آنها به لحاظ اقتصادی مقرون    به صرفه نیست و از طرف دیگر به لحاظ بوم شناختی آثار منفی بر ویژگی‌های شیمیایی، فیزیکی و بیولوژیک خاک دارد (9, 10). شناسایی، اهمیت و آثار فلزات سنگین در اکوسیستم، موجبات گسترش طرح‌های پایش زیستی با هدف اندازه‌گیری سطوح آلاینده در ارگانیسم‏های مختلف را فراهم نموده است که در این مطالعات گونه‌های شاخص^[8] به منظور برآورد سطوح این آلاینده‌ها در قسمت‌های مختلف اکوسیستم استفاده می‌شوند. استفاده از موجودات زنده نظیر میکرواورگانیسم‌ها و گیاهان به عنوان راهکار‌های زیستی مؤثر در حذف فلزات سنگین از محیط با کم­ترین هزینه از لحاظ اقتصادی در سال‌های اخیر بسیار به آن توجه شده است که به این روش زیست پالایی^[9] گفته می شود. چنان­چه از گیاهان برای پاک­سازی محیط استفاده شود، به آن گیاه پالایی^[10] می‌گویند(11). برخی از موجودات زنده به عنوان شاخص‌های زیستی معرفی می شوند. هریک از این معرف‌ها از جنبه‏های مختلفی مورد استفاده قرار می‌گیرند که از جمله می‌توان به موارد زیر اشاره کرد (12):

آشکارگرها[11]: یک سری گونه‌های حساس هستند که به محیط معرفی می‌شوند و این گونه‌ها قادرند تغییرات شدید محیطی را مشخص کنند. با استفاده از تغییرات رفتاری یا نحوه‌ی تجمع جمعیت آن‌ها در محیط به این گونه عوامل پی برده می‌شود.

ردیاب‌ها[12]: گونه‌هایی هستند که به طور طبیعی در محیط حضور دارند ولی قادرند که نسبت به تغییرات محیطی و نوسانات فاکتور‏های فیزیکی و شیمیایی از خود واکنش نشان دهند این واکنش‏ها ممکن است در رده‏های سنی مختلف کاهش جمعیت و یا کسری تغییرات رفتاری را بروز دهد.

بهره‌وران[13]: گونه‌هایی که حضور آن‌ها مؤید یک محیط آلوده و یا تخریب شده است و جمعیت کثیری از آن‌ها بیان­گر وجود نوعی آلودگی در محیط می‌باشد.

ذخیره‌کنندگان[14]: گونه‌هایی که در محیط آلوده قادرند یک سری مواد شیمیایی را در بافت‏های خود ذخیره کنند بدون آنکه برای آن‌ها مخاطراتی را به همراه داشته باشد. با سنجش میزان مواد آلاینده در بافت این دسته از موجودات به وضعیت محیط پی برده می‌شود.

موجودات زیست‌سنج[15]: برخی از موجودات زنده را به طور آزمایشی و به منظور پی بردن به وضعیت آلودگی در محیط  به کار می‌برند و واکنش آن‌ها مشخص کننده‌ی آلودگی است. از این دسته از موجودات می‌توان به ماهی قزل‌آلا اشاره کرد که گونه‌ای حساس است و سریع واکنش نشان می‌دهد.

مروری بر تحقیقات صورت گرفته

تاکنون مطالعات متعددی در مورد شاخص‏های زیستی (گونه‌های مختلف گیاهی و جانوری به عنوان پایشگر زیستی) فلزات سنگین هم در محیط‌های آبی و هم خشکی صورت گرفته است. استفاده از اطلاعات زیستی و برنامه‏های کنترل زیستی آلودگی آب‏ها برای مدیریت اکوسیستم‏ها، از ابتدای دهه 1920 در آمریکا و در ادامه به صورت جدی‏تری، از سال 1948 در سراسر دنیا آغاز شده است. امروزه، محققان زیادی از سازمان‏های بین المللی از جمله EPA و سازمان بهداشت جهانی (WHO) این شاخص‏ها را به عنوان مناسب‏ترین شاخص‏ها برای ارزیابی محیط‌زیست و مدیریت اکوسیستم‏ها معرفی کردند (13-15). در دهه 1960، متخصصان اروپایی تحقیق‏های زیادی را در این خصوص انجام دادند، که در نهایت کمیسیون اتحادیه اروپا شاخص زیستی ترنت را برای ارزیابی اکوسیستم‏های اروپا به تصویب رساند. پس از آن در سال 1960، شاخص زیستی Biotique در فرانسه توسعه یافته بود، به عنوان مبنایی برای کل اروپا استفاده شد. در ادامه، سیستم امتیازدهی پایش زیستی BMWP در سال 1976 در انگلستان تدوین شد (16). تحقیقات هیلسنهف[16] که در سال 1979 با نمونه‏برداری متناوب از بند­پایان زیستگاه‏های آبی و اندازه‏گیری پارامتر‏های فیزیکی و شیمیایی و در نهایت استفاده از فرمول ضریب زیستی آغاز شده بود؛ نقطه عطفی در ارزیابی‏های زیستی محیط زیست به شمار می‏رود (17).

 نتایج حاصل از بررسی‌های مختلف نشان می‌دهد که با اندازه‌گیری آلاینده‌های مختلف درگیاهان یک منطقه می‌توان به وضعیت آلودگی ترکیبات مختلف از جمله فلزات سنگین پی برد (18-20). در پژوهش‌های خارج از ایران می‌توان به پژوهش ناکاری^[17] و همکاران در سال 2009 اشاره نمود که تجمع فلزات سنگین سرب، آرسنیک، روی، مس، منگنز و کادمیوم را در گونه پرنده‏ی شکاری سارگپه^[18] در شهر سیسیلی ایتالیا بررسی نمودند و به این نتیجه رسیدند با در نظر گرفتن جنسیت، نوجوانی و بالغی، سارگپه شاخص زیستی مناسبی برای پایش آلودگی فلزلت سنگین می‌باشد (21). در سال 2010 بونانو^[19] و گادیس^[20] در فراگمیتس جنوبی گیاه آبزی نی^[21] را از نظر تجمع فلزات سنگین کادمیوم، کروم، مس، جیوه، منگنز، نیکل، سرب و روی در بافت‌های ریشه، ریزوم، ساقه و برگ مورد بررسی قرار دادند و به این نتیجه رسیدند که گیاه مذکور می‌تواند پایشگری برای کنترل آلودگی آب باشد (22). از صدف‌های وحشی دریایی هم می‌توان برای پایش آلودگی استفاده کرد که در سال 2011 ویکتوریا^[22] و همکاران غلظت فلزات سنگین را در بافت نرم گونه‌ای از صدف وحشی^[23] سواحل شمالی اسپانیایی اقیانوس اطلس را مورد بررسی قرار دادند و اظهار نمودند صدف وحشی معیاری برای ارزیابی بین‌المللی است (23). همچنین فیلیپس[24] و همکاران در سال 2015 غلظت چهار فلز سنگین کادمیوم، مس، سرب و روی در بافت سه گیاه آبی[25]را مورد آزمایش قرار دادند و بر اساس نتایج پژوهشی که انجام داده‌اند این گونه‌ها را مناسب برای استفاده به عنوان شاخص از حضور و سطح آلاینده فلزات سنگین در مصب مکان‌های آبی معرفی کردند (24). در کشور ایران پژوهش‌های متعددی تا به حال صورت پذیرفته است که برای مثال به طور مختصر نگاهی به چند مورد از این پژوهش‌ها و نتایج می اندازیم. اعظمی و همکاران در سال 1390 طی پژوهشی مقدار جیوه‏ی کل را در بافت‌های مختلف سه گونه از مهم­ترین پرندگان آبزی شمال کشور شامل باکلان بزرگ، چنگر و اردک سرسبز بررسی کردند و نتایج را با استاندارد جهانی سازمان حفاظت محیط زیست امریکا، سازمان بهداشت جهانی و استانداردهای داخلی مقایسه و در نهایت ضمن هشدار برای مصرف کنندگان پرندگان آبزی به ویژه افراد آسیب‏پذیر، نتایج پژوهش خودشان را دستاوردی برای مدیران جهت کنترل و پایش آلودگی فلزات در تالاب‏های گمیشان و انزلی که از مهم­ترین زیستگاه‏های زمستان‏گذران پرندگان است، برشمردند (25). در مطالعه‌ی‏ دیگری توسط اعظمی و همکاران (2012)، میزان جیوه آلی در بافت مختلف باکلان بزرگ سنجش و این پرنده که در راس هرم غذایی تالاب‏های شمالی است، به عنوان شاخص زیستی مناسب معرفی گردید (26). مجیدی و همکاران در سال 1390 به منظور امکان سنجی استفاده از پر‌های اگرت ساحلی بعنوان شاخص زیستی آلودگی جیوه در تالاب بین المللی حرا پژوهشی انجام دادند که نتیجه ی آن پیشنهاد دادن گونه‌ی پرنده اگرت ساحلی برای پایش آلودگی جیوه در منطقه بود (27). همچنین خزاعی و همکاران در سال 1393 غلظت عناصر مس، نیکل، سرب، کادمیوم، استرانسیم و منیزیم را در بافت مو، شش و استخوان ران گونه‌ی جرد ایرانی بررسی نمودند  و با در نظر گرفتن جنسیت به عنوان یک عامل مهم اظهار نمودند که این گونه در مطالعات آتی می‌تواند شاخصی برای تجمع فلزات سنگین   قرار گیرد (28). حمیدیان و همکاران در سال 1393 امکان استفاده ی صدف صخره‌ای[26] را به عنوان شاخص زیستی فلز کادمیوم در مناطق ساحلی بررسی نمود و به این نتیجه رسیدند که می‌توان از صدف صخره‌ای به عنوان نشانگر زیستی برای بررسی آلودگی کادمیوم در محیط آبی، استفاده کرد (29). در سال 1394 حسین پور ‌محمد آبادی و همکاران به بررسی ترکیبات جیوه در شماری از پرندگان وحشی شهر اصفهان و رودخانه زاینده رود پرداختند و به این نتیجه رسیدند که جیوه در حد قابل توجهی در محیط وجود دارد و پایش و مدیریت فلزات سنگین در محیط‌زیست اصفهان از جمله آب زاینده رود را امری ضروری دانستند (30). همچنین در تحقیقاتی که تا به حال صورت گرفته است برخی گیاهان مرتعی را به عنوان تجمع‌گر زیستی فلزات سنگین معرفی نمودند که به چند مورد آن اشاره می‌گردد. سلطانی جاوید و همکاران طی پژوهشی در سال 1393 دریافتند که گیاه ریش بز زیست انباشت‌گر مناسبی برای فلز سرب می‌باشد و پیشنهاد نمودند که با جمع آوری ساقه‌های این گیاه بدون آسیب رسیدن به پایه، می‌توان سربی را که بر اثر ضایعات فرعی معدن منگنز رباط‌کریم که وارد محیط و گیاه جذب نموده بود را جمع‌آوری و همچنین این گیاه را برای فلز منگز و مس زیست انباشت‌گر مناسبی ندانستند (31). در تحقیقی توسط تورستی گاردا [27] و همکاران تجمع زیستی کادمیوم، کروم و مس با پیچک صحرایی بررسی شد و مشاهده شد که پیچک صحرایی برای گیاه پالایی فلزات مذکور مناسب است. مطالعات بسیاری روی میزان تجمع فلزات سنگین در پوشش گیاهی موجود در مناطق صنعتی و معدنی انجام شده است (32-37).

بحث و نتیجه گیری

خاک‏های آلوده به فلزات سنگین می‌توانند به وسیله تکنیک‏های فیزیکی و شیمیایی و بیولوژیکی پالایش شود (38). در این بین تکنیک گیاه‌پالایی یکی از راه‏های مقرون به صرفه است این روش موجب ترمیم رویشگاه، رفع آلودگی، حفظ فعالیت بیولوژیک وساختار فیزیکی خاک شده و بطور چشم­گیری ارزان است (39). به طورکلی استفاده از گیاهان انباشت‌گر فلز می‌تواند خطرات محیط­زیستی ناشی از فعالیت‌های صنعتی و پسماند معادن را کاهش دهد که این فرآیندها احتمال نفوذ آنها را به زنجیره غذایی کاهش می‌دهد. بنابراین استفاده از فلور طبیعی مقاوم در برابر فلزات، یک راه‌حل ارزان و بادوام است (40). این روش در سال‌های اخیر، به دلیل داشتن حداقل عوارض محیط­زیستی، هزینه‌های پایین و تولیدات گیاهی قابل بازیافت، توجه زیادی را به خود جلب کرده است (41). برای تبدیل کردن فرآیند گیاه‏پالایی به روشی که از نظر تجاری سودآور باشد، لازم است که هر2فاکتور عملیات مدیریت زراعی و توانایی‌های ژنتیکی گیاه، بهینه شوند (42).

دانستن مقادیر آلاینده در موجود زنده ارزشمند است. مجموعه‌ی داده‏های زیاد روی گونه‏های منفرد ممکن است پایه‌ای باشد برای ایجاد استانداردهای معین و مفید برای ارزیابی غلظت فلزهای موجود در گونه و همچنین محیط‌زیستی که گونه در آن در حال زندگی است. جوندگان نسبت به آلودگی‌های محیط‌زیستی به خصـوص آلودگی فلزات سنگین بسیار حساس بوده و می‌توان به عنـوان پایشگر در مناطق آلوده استفاده شـوند. عـلاوه بـر این الگوی توزیع فلزات سنگین در بافت‏های بدن جوندگان بسیار شبیه به بافت‏های بدن انسان است (43).

این واقعیت که پرندگان حساسیت بسیار بالایی به آلودگی محیط‌زیست دارند، به خوبی تشخیص داده شده است (44). در غالب مطالعات سم شناسی اکولوژیک^[28]ازپرندگان به دلیل پراکنش وسیع جغرافیایی، طول عمر نسبتاً طولانی و جایگاه مناسب آنان در زنجیره‌ی غذایی، به عنوان شاخص زیستی برای فلزات سنگین استفاده می‌کنند (45).

واکنش‌های گیاهی نسبت به فلزات سنگین

سمیت گیاهی ناشی از فلزات سنگین برحسب گونه‌ گیاهی متفاوت است. 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 ازسیتوپلاسم به سمت اجزای سلولی واقع شده در بیرون از هسته همانند واکوئلها 3- تشکیل کمپلکس در درون سلول، میانیون­های فلزی با مواد مختلفی از جمله اسیدهای آلی، آمینواسیدها، کلات­های گیاهی و متالوتیونین­ها 4- تجمع اسمولیت‌ها و محافظین اسمزی[29]و القای تولید آنزیم‌ها یا آنتی‌اکسیدان 5- فعالسازی یا تعدیل متابولیسم گیاه به منظور فراهم آوردن تعداد کافی از مسیرهای متابولیکی عملیاتی و احیای سریع ساختارهای سلولی آسیب دیده می‌باشد (46). گیاهان برای رشد در خاک‌های آلوده به فلز سنگین از سه راهکار استفاده می‌کنند: گو نه‏های اجتناب کننده [30]که غلظت عنصر در بخش هوایی، حتی در غلظت‌های بالای آن در خاک، در مقادیر پایینی نگه داشته می شود اما همان طور که در شکل 1 مشخص است اگر غلظت فلز در
خاک بـسیار زیـاد باشـد انتقـال آن­ها به صورت نامحدود درگیاه صورت می‌گیرد (47). گونه‏های شاخص یا متحمل [31] در شکل 2 که میزان فلزات سنگین در گیاه با غلظت عناصر یاد شده در خاک یکسان است و جذب و انتقال فلزات در این گیاهان با توجه به میزان فلز درخاک صورت می‌گیرد به طوری که غلظت فلز درگیاه بازتابی از میزان آن در خاک است. گونه‏های تجمع دهنده[32] که قادر به تغلیظ فلز در بخش هوایی خود، بیش از غلظت عنصر در خاک هستند (48). گیاهان بیش تجمع دهنده[33] زیر گروهی از گیاهان تجمع دهنده هستند که در شکل 3 نشان داده شده است که می توانند در خاک‌های آلوده به فلزات، بدون بروز علائم سمیت، چرخه‌ی زندگی خود را تکمیل نمایند (49). از گیاهان تجمع دهنده و بیش تجمع دهنده می‌توان برای زدودن فلزات از خاک‌های آلوده استفاده کرد. به این ترتیب که پـس از رویش گیاهان بیش تجمع دهنده درخاک‌های فلز‌دار آن­ها را برداشت کرده و فلزات تجمع یافته را استخراج نمود.

شکل 1- عکس العمل اجتناب کننده ها بر اساس میزان تجمع فلز در بخش های هوایی آن ها در پاسخ به افزایش مقادیر فلز در خاک

شکل2- عکس العمل نشانگرها بر اساس میزان تجمع فلز در بخش های هوایی آن ها در پاسخ به افزایش مقادیر فلز در خاک

شکل3- عکس العمل بیش تجمع الدهندگان براساس تجمع فلز در بخش های هوایی آن ها در پاسخ به افزایش مقادیر فلز در خاک

تعیین عامل تغلیظ زیستی[34]

برای تعیین عامل تغلیظ زیستی از نسبت غلظت فلزات سنگین در بخش هوایی گیاه به غلظت این فلزات به شکل قابل تبادل در خاک استفاده می‌شود (50).

عامل تغلیط زیستی= غلظت فلز سنگین در بخش هوایی/ غلظت فلزسنگین در خاک به شکل قابل تبادل

تعیین عامل انتقال[35]

این عامل، میزان انتقال فلز سنگین را از بخش ریشه‌ای به بخش هوایی گیاه مشخص می‌کند (51).

عامل انتقال = غلظت فلز سنگین در بخش هوایی/   غلظت فلز سنگین در بخش ریشه‌ای

بررسی عامل تغلیظ زیستی و عامل انتقال

در مطالعات جذب فلزات سنگین توسط گیاهان، این عوامل از اهمیت فراوانی برخوردار هستند .بنابراین، به منظور ارزیابی و بررسی میزان توانایی گیاهان انتخاب شده در پاکسازی محیط از فلزات سنگین، دو شاخص یاد شده محاسبه می‌شوند.گونه‌ای که دارای مقادیر تغلیظ زیستی بیش­تر از 1 برای یک فلز خاص می‌باشد، می‌تواند به عنوان گونه تثبیت کننده آن عنصر، در نظر گرفته شود (52). مقادیر کم­تر از1 برای فاکتور انتقال نشان از تمایل بیشتر گیاه به تجمع عنصر در اندام‌های زمینی نسبت به اندام هوایی و در واقع تحرک کم عنصر در اندام‌های گیاهی دارد. انحلال پذیری عنصر در مایعات بافتی و متابولیسم حاکم بر گونه گیاهی از جمله عوامل اصلی در تعیین مقادیر این پارامتر می باشند.

همیشه وجود میزان عناصر در منطقه نمی‌تواند دلیل ریسک انتقال به موجودات باشد و فراهم شدن شرایط انتقال و به عبارتی دسترسی پذیری زیستی عناصر از اهمیت قابل توجهی برخوردار است. کاستن از میزان آلاینده‏ها مستلزم صرف وقت و هزینه بالایی است. البته نباید از نظر دور داشت که گیاهان با جلوگیری از    انتشار آلاینده ها که به عنوان سد گیاه خاک نیز از آنها یاد می کنند، نقش ویژه‏ی در کنترل آلاینده‏ها دارند(53). همان طور که در بخش پیشینه پژوهش‌ها اشاره شد نسبت به بعضی از فاکتورهای یاد شده که مؤثر در انتخاب شاخص زیستی بود، پرندگان و جوندگان هم می‌توانند نشانگر خوبی برای آلایندگی فلزات سنگین در محیط‏های آبی و خشکی باشند. پرندگان و دیگر گونه‏های جانوری به خاطر در دسترس نبودن، در صورت انباشت فلزات سنگین امکان خیلی زیاد ورود کردن این فلزات به زنجیره‌ی غذایی می رود، اما گیاهان مخصوصا از گونه‏های علفی و چوبی به خاطر در دسترس بودن و نگهداری آسان نسبت به گونه‏های جانوری راهکار مناسبی برای حذف آلودگی فلزات سنگین در محیط‌زیست می‌باشند. 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 فناوری توسط اطلاعات واضح و دقیقی که برای تمامی افراد جامعه قابل فهم و استفاده باشند، اهمیت زیادی دارد.

تشکر و قدردانی

از خانم سیده منصوره رضائی بابت همکاری‌های ارزشمند تشکر و قدردانی می‌گردد.

منابع

1-      Di Natale, F., Lancia, A., Molino, A., Di Natale, M., Karatza, D., Musmarra, D, 2006. Capture of mercury ions by natural and industrial materials. Journal of hazardous materials, Vol. 132, pp. 220-5.

2-      Giachetti, G., Sebastiani, L, 2006. Metal accumulation in poplar plant grown with industrial wastes. Chemosphere, Vol. 64, pp. 446-54.

3-      Carral, E., Puente, X., Villares, R., Carballeira, A, 1995. Background heavy metal levels in estuarine sediments and organisms in Galicia (northwest Spain) as determined by modal analysis. Science of the total environment, Vol. 172, pp. 175-88.

4-      Adriano, D. Chromium.  Trace elements in the terrestrial environment: Springer; 1986. p. 156-80.

5-      Erfanmanesh, M, Afiyoni, M. Environmental pollution (water, soil and air): Arkan danesh publishers; 1390.

6-      Çelik, A., Kartal, AA. Akdoğan, A., Kaska, Y, 2005. Determining the heavy metal pollution in Denizli (Turkey) by using Robinio pseudo-acacia L. Environment international, Vol. 31, pp. 105-12.

7-      Ilyin, I, Berg, T., Dutchak, S., Pacyna, J., & Knut, B.  . Heavy metals: CRC Press; 2004.

8-      Rafati, M., Khorasani, N., Moattar, F., Shirvany, A., Moraghebi, F., Hosseinzadeh, S, 2011. Phytoremediation potential of Populus alba and Morus alba for cadmium, chromuim and nickel absorption from polluted soil. International Journal of Environmental Research, Vol. 5, pp. 961-70.

9-      Boularbah, A., Schwartz, C., Bitton, G., Aboudrar, W., Ouhammou, A., Morel, JL, 2006. Heavy metal contamination from mining sites in South Morocco: 2. Assessment of metal accumulation and toxicity in plants. Chemosphere, Vol. 63, pp. 811-7.

10-  Eens, M., Pinxten, R., Verheyen, RF., Blust, R., Bervoets, L, 1999. Great and blue tits as indicators of heavy metal contamination in terrestrial ecosystems. Ecotoxicology and Environmental Safety, Vol. 44, pp. 81-5.

11-  Chaney, R., Malik, M., Li, Y., Brown, S., Brewer, E., Angle, J, et al., 1997. Phytoremediation of soil metals. Current Opinion in Biotechnology Vol. pp. 279-84.

12-  Ardakani, MR, 2009. Ecology: Tehran University, Vol 14, pp. 239.

13-  Barbour, MT., Gerritsen, J., Snyder, BD., Stribling, JB, 1999. Rapid bioassessment protocols for use in sreams and river: Pryphyton, Benthic Macroinvertebrates and fish. 2nd edition, Vol. pp. 841-B-99-002. USEPA, Washington D.C. 408p.

14-  Water, USA EPA. Barbour, MT., Gerritsen, J., Synder, BD., Stribling, JB. Rapid bioassessment protocols for use in wadeable streams and rivers: periphyton, benthic macroinvertebrates, and fish1999.

15-  Freund, JG., Petty, JT, 2007. Response of fish and macroinvertebrate bioassessment indices to water chemistry in a mined Appalachian watershed. Environmental management, Vol. 39, pp. 707-20.

16-  Zhu, D., Chang, J, 2008. Annual variations of biotic integrity in the upper Yangtze River using an adapted index of biotic integrity (IBI). Ecological Indicators, Vol. 8, pp. 564-72.

17-  Hilsenhoff, WL, 1988. Rapid Field Assessment of Organic Pollution with a Family-Level Biotic Index. Journal of the North American Benthological Society, Vol. 7, pp. 65-8.

18-  Jarmer, T., Vohland, M., Lilienthal, H., Schnug, E, 2008. Estimation of some chemical properties of an agricultural soil by spectroradiometric measurements. Pedosphere, Vol. 18, pp. 163-70.

19-  Lehndorff, E., Schwark, L, 2009. Biomonitoring airborne parent and alkylated three-ring PAHs in the Greater Cologne Conurbation I: Temporal accumulation patterns. Environmental Pollution, Vol. 157, pp. 1323-31.

20-  Prajapati, SK., Tripathi, B, 2008. Biomonitoring seasonal variation of urban air polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) using Ficus benghalensis leaves. Environmental Pollution, Vol. 151, pp. 543-8.

21-  Naccari, C., Cristani, M., Cimino, F., Arcoraci, T., Trombetta, D, 2009. Common buzzards (Buteo buteo) bio-indicators of heavy metals pollution in Sicily (Italy). Environment international, Vol. 35, pp. 594-8.

22-  Bonanno, G., Giudice, RL, 2010. Heavy metal bioaccumulation by the organs of Phragmites australis (common reed) and their potential use as contamination indicators. Ecological Indicators, Vol. 10, pp. 639-45.

23-  Besada, V., Andrade, JM., Schultze, F., González, JJ, 2011. Monitoring of heavy metals in wild mussels (Mytilus galloprovincialis) from the Spanish North-Atlantic coast. Continental Shelf Research, Vol. 31, pp. 457-65.

24-  Phillips, D., Human, L., Adams, J, 2015. Wetland plants as indicators of heavy metal contamination. Marine pollution bulletin, Vol. 92, pp. 227-32.

25-  Aazami, J., Esmaili-Sari, A., Bahramifar, N, 2012. Determination of Mercury Concentration in Different Tissues of Coot (Fulica Atra), Mallard (Anas Platyrhynchos) and Great Cormorant (Phalacrocorax Carbon). Iranian Journal of Health and Environment, Vol. 4, pp. 471-82.

26-  Aazami, J., Esmaili-Saria, A., Bahramifar, N., Savabieasfahani, M, 2012. Total and organic mercury in liver, kidney and muscle of waterbirds from wetlands of the Caspian Sea, Iran. Bulletin of environmental contamination and toxicology, Vol. 89, pp. 96-101.

27-  Majidi, Y, Bahramifar, N., Gasempury, S M, 1390. Western Reef Heron Wetlands International as a biological indicator of mercury pollution in the Persian Gulf hara. Journal of animal ecology, Vol. 3, pp. 37-44.

28-  Khazaei, M, Hamidiyan, A., Alizadeh, A., Esmaeilzadeh, A., Zare reshkoeieh, M, 1393. Meriones persicus concentrations of heavy metals in different tissues of Iran as a bio-indicator species zereshk Valley, Yazd. Applied Ecology, Vol. 3, pp. 51-41.

29-  Hamidian, AA, Alaviyan Petrudi, S S, 1393. The possibility of using Saccostrea cucullata as biological indicators of cadmium in coastal areas. Journal of the natural environment, natural resources, Iran, Vol. 2, pp. 157-64.

30-  Hoseinpur Mohammad abadi, Z, Malekian M, 1394. Contamination by mercury compounds in a number of wild birds and river city Esfahan river zayandeh rood. Journal of Veterinary Research and development, Vol. pp. 17-1

31-  Soltani javid, a, Moraghebi, F., Farzami sepehr, M 1393. rishboz shrubs role in the absorption of heavy metals manganese ore Robat Karim. Journal of Plant Ecophysiology research, Vol. 2, pp. 71-65.

32-  Alloway, BJ., Jackson, AP., Morgan, H, 1990. The accumulation of cadmium by vegetables grown on soils contaminated from a variety of sources. Science of the total environment, Vol. 91, pp. 223-36.

33-  Buszewski, B., Jastrzębska, A., Kowalkowski, T., Górna-Binkul, A, 2000. Monitoring of selected heavy metals uptake by plants and soils in the area of Toruń, Poland. Pol J Environ Stud, Vol. 9, pp. 511-5.

34-  Hozhina, E., Khramov, A., Gerasimov, P., Kumarkov, A, 2001. Uptake of heavy metals, arsenic, and antimony by aquatic plants in the vicinity of ore mining and processing industries. Journal of Geochemical Exploration, Vol. 74, pp. 153-62.

35-  Lorestani, B, Cheraghi, M., & Yousefi, N. , 2011. Introduction potential of lead-zinc mine in Iran. World Academy of Science, Engineering and Technology, Vol. pp. 163-8.

36-  Papafilippaki, A., Velegraki, D., Vlachaki, C., Stavroulakis, G, 2008. Levels of heavy metals and bioavailability in soils from the industrial area of Heraklion-Crete, Greece. Protection and Restoration of the Environment IX Kefalonia, Vol. pp.

37-  Parizanganeh, A., Hajisoltani, P., Zamani, A, 2010. Assessment of heavy metal pollution in surficial soils surrounding Zinc Industrial Complex in Zanjan-Iran. Procedia Environmental Sciences, Vol. 2, pp. 162-6.

38-  McEldowney, S., Hardman, DJ., Waite, S. Pollution: ecology and biotreatment: Longman Scientific & Technical; 1993.

39-  Pulford, I., Watson, C, 2003. Phytoremediation of heavy metal-contaminated land by trees—a review. Environment international, Vol. 29, pp. 529-40.

40-  Ashraf, MA., Maah, M., Yusoff, I, 2011. Heavy metals accumulation in plants growing in ex tin mining catchment. International Journal of Environmental Science & Technology, Vol. 8, pp. 401-16.

41-  Liu, JN., Zhou, QX., Wang, S., Sun, T, 2009. Cadmium tolerance and accumulation of Althaea rosea Cav. and its potential as a hyperaccumulator under chemical enhancement. Environmental monitoring and assessment, Vol. 149, pp. 419-27.

42-  Naderi, MR, Danesh shahraki, A., Naderi, R, 1391. A review of phytoremediation of soils contaminated with heavy metals. Journal of humans and the environment, Vol. pp.

43-  D'Havé, H., Scheirs, J., Mubiana, VK., Verhagen, R., Blust, R., De Coen, W, 2006. Non-destructive pollution exposure assessment in the European hedgehog (Erinaceus europaeus): II. Hair and spines as indicators of endogenous metal and As concentrations. Environmental Pollution, Vol. 142, pp. 438-48.

44-  Mazloomi, S., Esmaeili, A., Ghasempoori, SM., Omidi, A, 2008. Mercury distribution in liver, kidney, muscle and feathers of Caspian Sea common cormorant (Phalacrocorax carbo). Res J Environ Sci, Vol. 2, pp. 433-7.

45-  Ghasempouri, M., Mansoori, J., Bahramifar, N. Mercury Levels in Liver, Kidney and Muscle of Common Teal Anas crecca from Shadegan Marshes, Southwest Iran. Vol. pp.

46-  Cho, M., Chardonnens, AN., Dietz, KJ, 2003. Differential heavy metal tolerance of Arabidopsis halleri and Arabidopsis thaliana: a leaf slice test. New Phytologist, Vol. 158, pp. 287-93.

47-  Vos, C., Schat, H., Waal, M., Vooijs, R., Ernst, W, 1991. Increased resistance to copper‐induced damage of the root cell plasmalemma in copper tolerant Silene cucubalus. Physiologia Plantarum, Vol. 82, pp. 523-8.

48-  Taylor, GJ, 1987. Exclusion of metals from the symplasm: a possible mechanism of metal tolerance in higher plants. Journal of Plant Nutrition, Vol. 10, pp. 1213-22.

49-  Baker, A., Brooks, R, 1989. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements. A review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biorecovery, Vol. 1, pp. 81-126.

50-  Branquinho, C., Serrano, HC., Pinto, MJ., Martins-Loução, MA, 2007. Revisiting the plant hyperaccumulation criteria to rare plants and earth abundant elements. Environmental Pollution, Vol. 146, pp. 437-43.

51-  Komar, L., Tu, C., Zhang, W., Cai, Y., Kennelley, EK, 2001. A fern that hyperaccumulates arsenic. Nature Journal, Vol. 409, pp. 579-85.

52-  Yoon, J., Cao, X., Zhou, Q., Ma, LQ, 2006. Accumulation of Pb, Cu, and Zn in native plants growing on a contaminated Florida site. Science of the Total Environment, Vol. 368, pp. 456-664.

53-  Yang, X-E., Chen, W-R., Feng, Y, 2007. Improving human micronutrient nutrition through biofortification in the soil–plant system: China as a case study. Environmental Geochemistry and Health, Vol. 29, pp. 413-28.