علوم و تکنولوژی محیط زیست، دوره نوزدهم،ویژه نامه شماره 5، تابستان1396

حذف بُر آب آلوده توسط دو گیاه آبزی

 (Zannichellia palustris L. وRuppia maritima L.)

امیر پرنیان ^[1]*

amir.parnian86@gmail.com

مصطفی چرم[2]

نعمت اله جعفرزاده حقیقی فرد ^[3]

چکیده

زمینه و هدف: با افزایش جمعیت نیاز به منابع آب مناسب افزایش یافته است. گیاهان آبزی بومی آب­های ایران نقش به سزایی در خود پالایی منابع آب دارند. گیاه­پالایی با گیاهان آبزی روشی موثر و ارزان جهت افزایش کیفیت آب­ها برای مصارف مختلف است.

روش بررسی: در این پژوهش، طی 120 ساعت کشت گلخانه­ای دو گیاه آبزی زانیشلیا و شورابی در آب آبیاری آلوده‌شده با 4 سطح مختلف آلودگی بُر (0، 1، 5 و 10 میلی­گرم در لیتر)، گیاه­پالایی محیط­های آبی آلوده به بُر امکان­سنجی شد.

نتیجه گیری: نتایج حاصله نشان داد که این گیاهان بُر را به مقدار زیادی جذب زیستی کردند و کارایی حذف بُر در هر دو گیاه به بیش از 70% رسید. شاخص جذب بُر در دو گیاه زانیشلیا و شورابی به ترتیب 51/0 تا 16/8 و 18/0 تا 14/8 میلی­گرم در ظرف در بازه­ی آلودگی مورد مطالعه به‌دست آمد. شاخص تولید زیست‌توده گیاهی گیاه زانیشلیا با افزایش آلودگی کاهش داشت اما این شاخص در بازه­ی زمانی و غلظتی پژوهش تغییر معنی­داری نداشت که نشان‌دهنده‌ی مقاومت بیشتر شورابی به آلودگی بُر است. با توجه به نتایج به‌دست آمده در این پژوهش پالایش سبز بُر با این گیاهان از آب­های آلوده پیشنهاد می­شود.

واژه­های کلیدی: بُر، آب آلوده به بُر، گیاهان آبزی، گیاه­پالایی.

Boron removal from contaminated water by two aquatic plants of  Zannichellia palustris L. and Ruppia maritima L.

Amir Parnian[4]*

amir.parnian86@gmail.com

Mostafa Chorom [5]

Nematolah Jaafarzadeh Haghighi Fard [6]

Abstract

Background and Objective: With the increase of population, the demand for proper water resources is increased. Native Iranian aquatic plants have a significant role in self-remediation of water resources. Phytoremediation by aquatic plants is a low cost and effective way to increase the quality of waters for different purposes.

Method: In this study, phytoremediation of boron-contaminated aquatic environments was examined by cultivating two aquatic plants of Zannichellia palustris L. and Ruppia maritima L. in the greenhouse over 120 h in boron-contaminated water with adding different concentrations (0, 1, 5 and 10 mg L^-1).

Conclusion: The obtained results showed that these plants are able to uptake high amount of boron, and the boron removal efficiency in both plants observed to be more than 70%. Uptake indices in Zannichellia palustris L. and Ruppia maritima L. were calculated as 0.51 to 8.16 mg per pot and 0.18 to 8.14 mg per pot, respectively. Biomass production measurement index of Zannichellia palustris L. reduced with increase of boron contamination, while this index for Ruppia maritima L. had no significant change, indicating that Ruppia maritima L. has a higher resistance to boron contamination. According to the results, boron phytoremediation of contaminated waters by these plants is proposed.

Keywords: Boron, Boron-contaminated water, Aquatic plants, Phytoremediation.

مقدمه

هر چند بُر از عناصر غذایی ضروری برای رشد گیاهان است، اما به علت نزدیک بودن سطوح مسمومیت و کمبود آن در گیاهان مشکلات فراوانی را برای بسیاری از گیاهان ایجاد می­کند. کمبود بر به‌صورت تأثیر بر رشد مریستم­ها، کار معمول سلول و تأخیر واکنش­های سلولی نمایان می­شود. سمیت بُر به‌صورت زردی نوک برگ­ها، لکه، فساد و ریزش میوه­ها بارز می­گردد (1). هم چنین مقادیر بالای بر برای انسان مضر است و حد سمیت مقدار بُر در آب آشامیدنی برای انسان 5/0 میلی­گرم بر کیلوگرم بیان شده است (2). بر در متابولیسم نیتروژن، مس و کلسیم موثر بوده و کمبودش در حیوانات بر عملکرد بخش­های مختلفی از بدن آن­ها تأثیر منفی دارد. نیاز به بُر در جیره­ی غذایی انسان و سایر پستانداران بسیار ناچیز بوده، اما عملکرد آن به‌درستی شناخته‌شده نیست (3). سازمان بهداشت جهانی (WHO) نیاز روزانه به بُر را برای انسان 1 تا 13 میلی­گرم در روز اعلام کرده است (4). مصرف طولانی‌مدت غذا و آب آلوده به بر سبب مشکلات قلبی عروقی، انسداد شرایین، مشکلات عصبی و تناسلی می­گردد(4). بُر هم چنین سبب تغییر در ترکیب خون، اثر بر اعصاب، بدشکلی­های فیزیکی و کاهش رشد ذهنی کودکان می­شود. بُر به مقدار زیاد در میوه­های خشک و تازه، سبزی‌ها و آجیل موجود است و اغلب کمبود آن در پستانداران دیده نمی­شود (4 و 5).

بُر به مقدار فراوان در آب­های زیرزمینی، آب­های شور، چشمه­های آب گرم مخصوصاً در مناطق دارای توان زمین گرمایشی و یا تکتونیکی یافت می­شود (6 - 8). این عنصر در پساب ­های صنعتی، آب­های متأثر از مناطق ساحلی و زهاب­های کشاورزی دیده می­شود (9). بُر اغلب در محیط­های آبی به‌صورت اسید بوریک یافت می­شود که در pHهای بیشتر از pKa اسید بوریک به فرم B(OH)₄^- تبدیل و در غلظت­های بالاتر از 1000 میلی­گرم بر لیتر، به‌صورت پلی بُرات در­می­آید­(10- 12).

آلودگی بُر از مشکلات استفاده از آب­های زیرزمینی، بازچرخش زه آب‌های کشاورزی و بازیافت زه آب‌های معادن است. برای رفع این مشکل روش­های متعددی برای حذف بُر از محیط­های آبی معرفی شده است. روش­هایی که اغلب برای حذف بُر مورد بررسی قرارگرفته‌اند، اغلب شامل ترسیب و لخته سازی، تبادل یونی، فیلترسازی غشایی، استفاده از رزین­های انتخاب‌گر B و جذب سطحی آن به کمک ترکیبات و یا مواد مختلف می­باشند (1 و 13). گیاه­پالایی روشی موثر در حفظ کیفیت منابع آب است (14). گیاه­پالایی را می­توان در جهت پالایش عناصر سمی، آلاینده­های گوناگون و افزایش کیفت آب­ها به‌کار برد (15). گیاه استخراجی[7] نوعی روش پالایش است که شامل استفاده از گیاه در حذف آلاینده­ها از آب و خاک­هاست. در این روش گیاه پس از جذب آلاینده از محیط و انباشت آن در بافت­های خود از محیط خارج‌شده و دفع می­گردد (16).

گیاهان می­توانند فیلتر زیستی مناسبی برای انواع مختلفی از عناصر کمیاب از محیط­های آبی باشند. در بسیاری از مطالعات انجام‌شده در این زمینه، کاهش چشمگیر غلظت عناصر کمیاب گزارش شده است (13، 17- 24). گرچه گیاه­پالایی بُر از آب­های کشاورزی کمتر مورد توجه قرار گرفته است، اما بر اساس پژوهش­های محدود انجام‌شده، گیاهان می­توانند بُر را نیز در خود تجمع داده و از محیط خارج کنند (25 - 28).

استفاده از گیاه­پالایی در پالایش هر محیطی که گیاه بتواند در آن بروید مورد توجه است.در گیاه‌پالایی محیط­های آلوده باید عوامل زیر را در نظر گرفت (29): 1- توان بالای جذب آلاینده. 2- تولید زیست‌توده بالا. 3- قدرت انتقال زیاد آلاینده از اندام جذبی به اندام قابل‌برداشت. 4- بومی بودن و سازگاری با شرایط اقلیمی منطقه­ی پالایش به جهت کاهش هزینه­ی کاشت و داشت.

ایران دارای تنوع گونه­های گیاهی بسیاری است. استفاده از گیاهان بومی به علت مقاومت در برابر شرایط سخت محیطی، گیاه­پالایی آلاینده­ها را امری موفق، مناسب و کم هزینه خواهد نمود که از جنبه بوم‌شناختی نیز بی­خطر و کم هزینه می­باشد. این پژوهش با هدف شبیه­سازی پالایش آب منطقه­ای آلوده به بُر توسط گیاهان مقاوم به شوری بومی مناطق جنوب ایران و حذف بُر آب آلوده توسط دو گیاه دولپه (Ruppia maritima L.)و تک لپه (Zannichellia palustris L.) انجام شد.

مواد و روش­ها

محل آزمایش

آزمایش­های این پژوهش در گلخانه­ی تحقیقاتی دانشکده­ی کشاورزی دانشگاه شهید چمران اهواز، در ۳۱ درجه و ۲۰ دقیقه عرض شمالی و ۴۸ درجه و ۴۰ دقیقه طول شرقی، با ارتفاع متوسط 20 متر از سطح دریا، در بهار 1393 انجام شد. طی مراحل آزمایش شرایط اقلیمی شامل دمای محیط رشد 1 ± 25 درجه­ی سانتی­گراد، میانگین رطوبت %25 ± 55، تشعشع کل بین W m² 650 تا W m² 1100 و تشعشع خالص بین W m² 400 تا W m² 1050 در نوسان بود.

نمونه‌برداری آب و زهاب

برای به‌دست آوردن تخمینی از مقدار آلودگی و تهیه غلظت­های بُر برای آزمایش های نهایی پالایش بُر، نمونه­هایی از آب آبیاری مورد استفاده و زه آب‌های منطقه در بازه­ی زمانی اسفندماه 1392تا تیرماه 1393، از آب­های آبیاری و زه آب‌های مزارع تحقیقاتی دانشگاه شهید چمران اهواز، مزارع حومه­ی شهر اهواز و یک واحد نیشکر پایین‌دست اهواز جمع‌آوری گردید (شکل 1) و اندازه­گیری­ها انجام شد.

شکل 1- محل­های نمونه‌برداری

Figure 1-Sampling sites

جدول1- ویژگی­های آب­های پایش شده

Table 1- Characteristics of examined waters

جمع‌آوری، کشت، تطبیق، تکثیر و آماده­سازی گیاهان برای حذف بُر

گیاه شورابی (Ruppia maritima L.) گیاهی دولپه و آبزی از خانواده­ی Ruppiaceae، به‌صورت برگ معلق در آبگیرها رشد می­کند. این گیاه در خاورمیانه (ایران، ترکیه، عراق و پاکستان) گسترده است (30). نزدیک­ترین رویش­گاه این گیاه نسبت به شهر اهواز، در جاده­ی اهواز- اندیمشک، در روستای علی چعب توسط خانم دکتر مهری دیناروند، عضو هیات‌علمی مرکز تحقیقات کشاورزی و منابع طبیعی خوزستان شناسایی شد. این گیاه به شوری بسیار مقاوم، دارای گل و دانه بوده و از طریق غیرجنسی (قطعه‌قطعه شدن) نیز قابل تکثیر است (30). گیاه زانیشلیا یا علف تالاب شاخی شکل (Zannichellia palustris L.) گیاهی تک­لپه از تیره قاشق‌واش‌سانان، خانواده­ی گوشابیان و مقاوم به شوری است. این گیاه برگ­معلق بوده و در آبگیرها و رودهای ایران یافت می­شود. این گیاه ریشه، گل و دانه دارد و از طریق غیرجنسی (قطعه‌قطعه شدن) نیز قابل تکثیر است (30). نزدیک­ترین رویش­گاه زانیشلیا نسبت به شهر اهواز، در کانال آبیاری دانشگاه شهید چمران اهواز، واقع در شهر اهواز، توسط محققان این پژوهش شناسایی شد.

گیاهان از نهرهای آبیاری کشاورزی دانشگاه شهید چمران اهواز و آبگیر روستای علی چعب در جاده­ی اهواز- اندیمشک جمع‌آوری شدند. پس از شستشو با آب شهر، به مدت 2 هفته در گل­خانه­ی تحقیقاتی دانشگاه شهید چمران اهواز در ظروف 35 لیتری مسطح تحت شرایط کنترل‌شده دما و رطوبت برای تطبیق با محیط کشت، نگه­داری شدند، تا رشد، تطبیق و تکثیر یافته و آماده­ی کاربرد در پالایش بُر گردند (13).

پالایش بُر از آب آلوده

کشت در ظروفی پلاستیکی حاوی 1 لیتر آب آبیاری صاف‌شده (عمق آب 10 سانتی متر) انجام شد که با افزودن اسید بوریک جامد (H₃BO₃)، به بُر با سطوح 0، 1، 5، 10 میلی­گرم بر لیتر آلوده شده بود. در ادامه 25 گرم از گیاهان پس از شستن با آب دیونیزه به هر یک از ظروف منتقل گردید. برای تعیین میزان جذب ظروف و مقدار رسوب احتمالی بُر، ظروفی با غلظت­های یادشده و بدون گیاه در نظر گرفته شد (13).

 طی دوره­ی کشت از آب آلوده برای تعیین مقدار بُر جذب‌شده نمونه‌برداری ­شد، ضمناً با در نظر گرفتن تبخیر روزانه، هر روز سطح آب ظروف با آب دیونیزه ثابت نگه داشته شد و هوادهی نیز بی­وقفه توسط پمپ­های هوای کوچک آکواریوم به ظروف انجام گردید (13).

آنالیزهای آب

نمونه­های آب پس از اندازه‌گیری pH و EC و گذراندن از کاغذ صافی واتمن 42، آماده­سازی و با رنگ­سنجی (اسپکتروسکپی) به کمک azomethine-H مقدار عنصر بُر آن­ها قرائت شد (32). مقدار Na⁺، HCO₃^- بر اساس روش استاندارد برای آزمایش آب و پساب (31) اندازه گیری گردید.

شاخص درصد حذف

این شاخص از تقسیم اختلاف غلظت کاهش‌یافته روزانه بُر در محلول کشت و شاهد بر غلظت اولیه تیمار شده مطابق رابطه شماره 1 به دست آمد (29).

(1)   %حذف= غلظت اولیه/ (غلظت نهایی– غلظت اولیه) * 100

تعیین مقدار شاخص کلروفیلی

عنصر بُر جذب‌شده و هم­چنین شوری بی‌شک اثراتی بر گیاهان دارند. با توجه به این که تغییر میزان این عنصر می­تواند برای رشد و نمو گیاهان ضروری یا مضر باشد و چون این اثرات گاهی فیزیولوژیک بوده و نمود مورفولوژیک ندارند، بنابراین مقدار کلروفیل به عنوان یکی از مهم‌ترین شاخص­های زیستی و بیوشیمیایی و نشان‌دهنده درجه­ی تنش وارد شده بر گیاه (33 و 34) بوده که به‌صورت روزانه به کمک دستگاه کلروفیل­متر[8]، در نمونه­های گیاهی تحت تماس با این عنصر اندازه‌گیری و قرائت شد.

تعیین وزن تر گیاهان

نمونه­های گیاهی با یک الک برداشت شده و با آب دیونیزه شستشو شدند و برای 2 دقیقه بین 2 کاغذ خشک­کن قرار گرفتند. سپس گیاهان توزین شدند تا وزن تر آن­ها به دست آید (13).

تعیین شاخص تولید زیست‌توده گیاهان[9]

 شاخص تولید زیست‌توده گیاهی (Pr) به کمک رابطه 2 محاسبه گردید:

Pr = (FW₂ – FW₁)/Δt                             (2)

FW₁ و FW₂ وزن تر خالص گیاه (گرم) در زمان 1 و 2 (روز) و Δt اختلاف بین زمان 1 و 2 است (13).

تعیین وزن خشک گیاهان

نمونه­های گیاه با آب دیونیزه شستشو شده، در آون در دمای 65 درجه­ی سانتی­گراد به مدت 24 ساعت حرارت داده شدند تا کاملاً خشک گردیده و سپس با ترازو (با دقت 1 درصد) توزین شدند (29).

شاخص جذب

شاخص جذب^[10] هر عنصر از حاصل‌ضرب مقدار وزن ماده­ی خشک در غلظت عنصر در اندام قابل‌برداشت به‌دست آمد. این شاخص معیاری مناسب برای تعیین پالایش عناصر فلزی بوده و در واقع قوی­ترین معیار برای تعیین توان پالایش گیاه است (35).

آنالیز نمونه­های گیاه

نمونه­های گیاه خشک شده در دمای 65 درجه سانتی­گراد به طور کامل خرد شده و 1 گرم از آن در بوته­های چینی 30 میلی­لیتری ریخته شد و تا دمای 600 درجه سانتی­گراد حرارت داده شد و خاکستر حاصله، با 5 قطره آب تر گردید. سپس 10 میلی­لیتر سولفوریک اسید 36/0 نرمال به آن افزوده و یک ساعت در دمای اتاق به حال خود رها شد. سپس نمونه با میله­ی شیشه­ای به هم زده و با کاغذ صافی صاف گردید. میزان بُر نمونه­ها با رنگ­سنجی (اسپکتروسکپی) به کمک azomethine-H قرائت گردید(32).

آنالیز آماری

این آزمایش به صورت گلخانه­ای و در قالب یک طرح کاملاً تصادفی با 3 تکرار انجام شد. آب آبیاری با افزودن بوریک اسید
با سطوح 0، 1، 5، 10 میلی­گرم بر لیتر آلوده شده بود و قبل از اجرا ، مقدار بُر اندازه­گیری گردید. تجزیه و تحلیل­های آماری با استفاده از آمار توصیفی برای نمایش مقادیر جذب بُر و نیز آمار تحلیلی برای تعیین اختلاف معنی­دار آماری در مقادیر جذب بُر و غلظت اولیه به‌وسیله­ی گیاه، با استفاده از نرم‌افزار آماری Excel 2010 و SPSS 16 صورت گرفت.

نتایج و بحث

غلظت روزانه­ی بُر در آب آلوده

اندازه­گیری منظم غلظت بُر طی دوره­ی تیمار گذاری 120 ساعته نشان داد که مقدار بُر روندی کاهشی در محیط رشد گیاهان داشته است. این کاهش با توجه به بسته بودن سیستم نشانگر حذف بُر از محیط و در نتیجه پالایش آب آلوده است.

در شکل 2 روند کلی تغییرات 120 ساعته غلظت بُر در آب برای سطح آلودگی 5 میلی‌گرم در لیتر ارایه شده است. این روند نشانه جذب زیستی و پالایش مقدار قابل‌توجه بُر توسط هر دو گیاه از محیط است. در تمامی سطوح آلودگی بُر کاهش چشم­گیری رخ داده است. معادلات برازش شده­ی تغییرات کاهش غلظت بُر در سطح آلودگی حاصل از افزودن 5 میلی­گرم در لیتر برای هر دو گیاه در جدول 2 آمده است.

جدول2- معادلات کاهش غلظت بُر برای غلظت 5 میلی‌گرم بر لیتر

Table 2- B reduction equations for initial concentration of 5 mg/l

شکل 2- تغییرات 5 روزه­ی غلظت بُر در آب تحت تیمار گیاهان آبزی برای سطح آلودگی حاصل از افزودن

 5 میلی‌گرم در لیتر

Figure 2- B concentration change during 5 days in water treated by hydrophytes with for initial B

 addition of 5 mg/l 

مقادیر غلظت نهایی هر یک از تیمارها برای هر دو گیاه در جدول 3 نشان داده شده است. این جدول کاهش بیش از 73 درصد بُر را در گیاه شورابی و بیش از 72 درصدی آن را در گیاه زانیشلیا به ترتیب در سطوح 5 و 10 میلی­گرم بر لیتر آلودگی نشان می­دهد. بیشترین راندمان جذب در سطح آلودگی حاصل از افزودن 5 میلی­گرم بر لیتر بُر در ظرف حاوی گیاه شورابی مشاهده­ شده است. شاخص درصد جذب با افزایش غلظت بُر آب در هر دو گیاه افزایش داشت، اما به طور کلی مقدار جذب در گیاه زانیشلیا بیشتر از گیاه شورابی بود. علت می­تواند تفاوت فیزیولوژیک و مورفولوژیک گیاهان باشد و همان طور که اشاره شد هر دو گیاه تفاوت­هایی از نظر سیستم آوندی (یکی تک لپه و دیگری دولپه است)، تفاوت در شاخص کلروفیلی (جدول 5)، شکل برگ و اندازه­ی برگ­ها دارند.

جدول 3- تغییرات غلظت و جذب بُر در گیاهان (غلظت­ها بر حسب میلی‌گرم بر لیتر)

Table 3-B concentration change and uptake in plants (concentrations in mg/l)

مارین و ارون (13) در حذف بر، خلف و زردائویی (17) در پالایش روی به کمک عدسک آبی (Lemna gibba) از محیط آبی و پرنیان و همکاران (29) در گیاه­پالایی نیکل از محیط هیدروپونیک به کمک علف شاخی (Ceratophyllum demersum L.) نتایج مشابهی را به‌دست آوردند.

­شاخص جذب بُر در گیاهان

همان طور که در جدول 4 نشان داده شده است، شاخص جذب با افزایش غلظت بُر در آب آلوده افزایش داشته است. اما پس از تقسیم شاخص جذب گیاهان بر غلظت اولیه بُر در آب، متوجه کاهش آن نسبت­ها در هر دو گیاه در غلظت 2/2 میلی­گرم بر لیتر بُر و افزایش آن در غلظت­های بیشتر می­شویم. علت این روند بیانگر کاهش مقدار جذب نسبت به غلظت محیط است و می­تواند ناشی از اختلال حاصل از سمیت بُر در مکانیسم جذب و کاهش سطح جذبی گیاه باشد. هم­چنین علت افزایش مجدد شاخص جذب را می­توان به از دست رفتن بخشی از نفوذپذیری انتخابی غشاء سلول­های سطح جذبی گیاه نسبت داد. خلف و زردائویی (17) تناسب افزایش مقدار روی پالایش‌شده را با افزایش غلظت روی در محلول رشد گیاه عدسک آبی متناسب گزارش کردند. مارین و اورن (13) هم نتایج مشابهی از افزایش جذب با افزایش غلظت را در پالایش بُر به کمک عدسک آبی ارایه نمودند.

جدول 4- مقایسه مقادیر نهایی بُر در گیاهان با غلظت اولیه آن در آب آلوده

Table 4- Final B concentrations in plants

درصد حذف روزانه بُر در آب آلوده

حذف روزانه بُر از پساب شبیه‌سازی شده با محاسبه­ی درصد حذف بُر بیان شده است. از این شاخص برای نشان دادن میزان حذف گیاهی بُر از هر 4 غلظت آلودگی، در شکل شماره (3) استفاده شده و درصد حذف نهایی در جدول شماره (3) آمده است.

شکل3-تغییرات 5 روزه­ی درصد جذب بُر در گیاهان با غلظت اولیه­­ی 2/6

Figure 3-B remediation percentage of plants during 5 days for initial B concentration of 6.2 mg/l

در تمامی تیمارها با افزایش زمان، کل مقدار جذب افزایش داشت و 5 روز پس از شروع تیمار گذاری حداکثر درصد جذب بُر حاصل شد. با افزایش زمان میزان پالایش و حذف بُر از آب، تجمع بُر در گیاهان آبزی افزایش می­یابد. همان طور که مشاهده می­شود و مطابق مطالعات میشرا و تریپاتی (20)، میرتزکی و همکاران (19) و پرنیان و همکاران (29) کاهش چشمگیری در غلظت عناصر کمیاب رخ داده است. بر اساس این نتایج بازه­ی راندمان پالایش بُر از آب آلوده بین 35/15% و 93/73% بوده است.

شاخص تولید زیست‌توده

به کمک این شاخص، می‌توان میزان تولید زیست‌توده‌ی گیاه را در سطوح مختلف آلودگی مورد سنجش قرار داد (13). بنابراین با استفاده از آن، مقدار وزن تر زیست‌توده‌ی تولیدشده توسط گیاهان در محیط رشد، نسبت به مقدار اولیه­ی وزن تر زیست‌توده در طول زمان کشت گیاهان، مورد مقایسه قرار گرفت. در جدول (5) شاخص تولید زیست‌توده‌ی گیاهان زانیشلیا و شورابی برای سطوح مختلف آلودگی بُر در آب آلوده نشان داده است.

جدول 5-شاخص تولید زیست‌توده‌ی گیاهان و شاخص کلروفیل برای سطوح مختلف آلودگی

Table 5- Biomass production measurement and chlorophyll index for different contamination levels

در اثر آلودگی بُر در گیاه زانیشلیا، با افزایش مقدار آلودگی ماده­ی تر کمتری تولید و رشدشان کمتر شد و در نتیجه شاخص تولید زیست‌توده کاهش یافت. این بیانگر اثر منفی بُر بر رشد گیاه زانیشلیا است. اما در گیاه شورابی تغییر معنی­داری در شاخص زیست­توده ایجاد نشد و نشانگر مقاومت بالای این گیاه به بُر بود. با توجه به تولید زیست­توده­ی کمتر و افزایش شاخص جذب با افزایش مقدار آلودگی می­توان نتیجه گرفت که مقاومت گیاه شورابی به آلودگی بُر بیشتر از گیاه زانیشلیا است. هم­چنین عدم تغییر معنی­دار شاخص تولید زیست­توده در شورابی نشان‌دهنده‌ی مقاومت بیشتر آن گیاه در برابر تنش بُر تا غلظت 10 میلی‌گرم بر لیتر است. در نتایج مارین و ارون (13) و باک و همکاران (25) در پالایش بُر به کمک عدسک آبی و پرنیان و همکاران (29) در پالایش نیکل به کمک علف شاخی به کاهش مقدار شاخص زیست­توده با افزایش سطح آلودگی اشاره شده است. به‌عبارت‌دیگر سمیت بُر با افزایش غلظت محلول تا 10 میلی­گرم بر لیتر افزایش داشته و سبب کاهش سرعت رشد گیاه زانیشلیا گردیده است، درحالی‌که این افزایش غلظت اثر معنی‌داری بر رشد گیاه شورابی نداشته است.

مقدار سبزینه

به کمک دستگاه سبزینه­سنج مقدار عدد اسپد گیاهان مورد استفاده در پژوهش اندازه گرفته شد. که در جدول (5) آورده شده است. نتایج نشان داد که تغییرات معنی­دار و چشمگیری در مقدار سبزینه­ی هر دو گیاه با افزایش غلظت بُر تا سطح آلودگی 10 میلی‌گرم بر لیتر رخ نداده است.

نتیجه‌گیری

گیاه‌پالایی با گیاهان آبزی زانیشلیا و شورابی روشی مناسبی برای حذف بُر از آب­های آلوده است. طی دوره 5 روزه کشت، گیاهان کارایی بالایی در پالایش آب آلوده به بُر از خود نشان دادند. کارایی حذف بُر از آب­های آلوده تا حداکثر 73% در گیاه شورابی و 72% در گیاه زانیشلیا رسید. بر اساس نتایج حاصله، افزایش زمان ماند سبب کاهش میزان بُر محلول می­گردد و این افزایش در گیاه شورابی مقدار بیشتری داشت. گیاه زانیشلیا با افزایش غلظت بُر نشانه­های کاهش رشد و مسمومیت از خود نشان داد اما گیاه شورابی در بازه­ی آلودگی مورد آزمون مقاوم­تر بود و کاهش رشدی نداشت. این روش سبب پالایش کامل بُر در کوتاه‌مدت نمی­گردد اما مقدار قابل‌توجهی از آن را از محیط آبی حذف و بازیافت می­کند، همچنین با توجه به ارزان و کارا بودن، روشی موثر در پالایش آب­های آلوده خواهد بود و برای پالایش آب­ها، پساب­ها و زهاب­های آلوده به بُر توصیه می­شود.

منابع

1-      Wolska, J., Bryjak, M. 2013. Methods for boron removal from aqueous solutions- A review. Desalination, Vol. 310, pp. 18-24.

2-   مؤسسه استاندارد و تحقیقات صنعتی ایران، 1388، «آب آشامیدنی- ویژگی های فیزیکی و شیمیایی»، استاندارد ملی ایران، شماره­ی1053، چاپ چهارم، تهران، صفحه­ی 10.

3-      Rainey, C.J., Nyquist, L.A., Christensen, R.E., Strong, P.L., Dwight, Culver, B., Coughlin, J.R., 1999. Daily boron intake from the American diet, J. Am. Diet. Assoc., Vol. 99 (3), pp. 335-340.

4-      Şimşek, A., Korkmaz, D., Velioğlu, Y.S., Ataman, O.Y., 2003. Determination of boron in hazelnut (Corylus avellana L.) varieties by inductively coupled plasma optical emission spectrometry and spectrophotometry, Food Chem., Vol. 83, pp. 293-296.

5-      Melnik, L.A., Butnik, I.A., Goncharuk, V.V., 2008. Sorption–membrane removal of boron compounds from natural and waste waters: ecological and economic aspects, J. Water Chem. Technol., Vol. 30 (3), pp. 167-179.

6-      Badruk, M., Kabay, N., Demircioglu, M., Mordogan, H., Ipekoglu, U., 1999. Removal of boron from wastewater of geothermal power plant by selective ion-exchange resins. I. Batch sorption-elution studies, Sep. Sci. Technol, Vol. 34 (13), pp. 2553-2569.

7-      Melnyk, L., Goncharuk, V., Butnyk, I., Tsapiuk, E., 2005. Boron removal from natural and wastewaters using combined sorption membrane process, Desalination, Vol. 185, pp. 147-157.

8-      Wyness, A.J., Parkaman, R.H., Neal C., 2003. A summary of boron surface water quality data throughout the European Union, Sci. Total Environment, Vol. 314-316, pp. 255-269.

9-      Loizou, E., Kanari, P.N., Kyriacou, G., Aletrari, M., 2010. Boron determination In the Multi element national water monitoring program: the absence of legal limits, J. Verbr. Lebensm., Vol. 5, pp. 459-463.

10-  Kabay, N., Güler, E., Bryjak, M., 2010. Boron in seawater and methods for its separations-a review, Desalination, Vol. 261, pp. 212-217.

11-  Edzwald, J.K., Haarhoff J., 2011. Seawater pretreatment for reverse osmosis: chemistry, contaminants, and coagulation, Water Res, Vol. 45, pp. 5428-5440.

12-  Tu, K.L., Ngheim, L.D., Chivas, A.R. 2010. Boron removal by reverse osmosis membranes in seawater desalination, Sep. Purif. Technol., Vol. 75, pp. 87-101.

13-  Marin, D.C.C.M., Oron, G., 2007. Boron removal by the duckweed Lemna gibba: A potential method for the remediation of boron-polluted waters. Water Research, Vol. 41, pp.4579-4584.

14-  Fox, L. J., Struik, P. C., Appleton, B. L., Rule, J. H., 2008. Nitrogen phytoremediation by water hyacinth (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms). Water Air Soil Pollutant, Vol. 194, pp.199–207.

15-  Schröder, P., J. Navarro-Aviñó, H. Azaizeh, A. G. Goldhirsh, S. DiGregorio, T. Komives, G. Langergraber, A. Lenz, E. Maestri, A. Memon R., Ranalli A., Sebastiani L., Smrcek S., Vanek T., Vuilleumier S., Wissing, F., 2007. Using phytoremediation technologies to upgrade waste water treatment in europe. Environmental Science Pollutant Reserch, Vol. 14(7), pp.490-497.

16-  Abul Kashem, Md., Singh, B.R., Imamul Huq, S. M., Kawai, Sh., 2008. Cadmium phytoextraction efficiency of arum (Colocasia antiquorum), radish (Raphanus sativus L.) and water spinach (Ipomoea aquatica) grown in hydroponics. Water Air Soil Pollutant, Vol. 192, pp.273-279.

17-  Khellaf, N., Zerdaoui M., 2009. Phytoaccumulation of zinc by the aquatic plant, Lemna gibba L., Bioresource Technology, Vol. 100, 6137-6140.

18-  Khan, S., Ahmad, I., Shah, M.T., Rehman, Sh., Khaliq, A., 2009. Use of constructed wetland for the removal of heavy metals from industrial wastewater, Journal of Environmental Management, Vol. 90, pp. 3451-3457.

19-  Miretzky P., Saralegui, A., Cirelli, A.F., 2004. Aquatic macrophytes potential for the simultaneous removal of heavy metals (Buenos Aires, Argentina). Chemosphere, Vol. 57, pp.997-1005.

20-  Mishra, V. K., Ttipathy, B.D., 2008. Concurrent removal and accumulation of heavy metals by the three aquatic macrophytes, Bioresource Technology, Vol. 99, pp. 7091-7097.

21-  Mishra, S., S. Srivastava, R.D. Tripathi, R. Kumar, C.S. Seth, Gupta D.K., 2006. Lead detoxification by coontail (Ceratophyllum dermersum L.) involves induction of phytochelatins and response of antioxidants in response to its accumulation. Chemosphere, Vol. 65, pp.1027-1039.

22-  Aravind, P., Prasad, M.N.V., 2005. Cadmium-Zinc interaction in hydroponic system using Ceratophyllum demersum L., pp. adaptive ecophysiology, biochemistry and molecular toxicology. Journal of Plant Physiology, Vol. 17(1), 3-20.

23-  Saygideger, S., Dogan, M., Keser, G., 2004. Effect of lead and pH on lead uptake, chlorophyll and nitrogen content of Typha latifolia L. and Ceratophyllum demersum L. International Journal of Agricultural and Biology, Vol. 6(1), pp.168-172.

24-  Saygideger, S., Dogan, M. 2004. Lead and cadmium accumulation and toxicity in the presence of EDTA in Lemna minor L. and Cratophyllum demersum L. Bulltan Environmental Contamination Toxicology, Vol. 73, pp.182-189.

25-  Bocuk, H., Yakara, A., Turker, O.C., 2013. Assessment of Lemna gibba L. (duckweed) as a potential ecological indicator for contaminated aquatic ecosystem by boron mine effluent. Ecological Indicators, Vol. 29, pp. 538-548.

26-  Abreu, C.A., Coscione A.R., Pires, A.M., Paz-Ferreiro, J., 2012. Phytoremediation of a soil contaminated by heavy metals and boron using castor oil plants and organic matter amendments. Journal of Geochemical Exploration, Vol. 123, pp. 3-7.

27-  Turker, O.C., Bocuk, H., Yakar, A., 2013. The phytoremediation ability of a polyculture constructed wetland to treat boron from mine effluent. Journal of Hazardous Materials, Vol. 252– 253, pp. 132-141.

28-  Tatar, S.Y., Öbek E., 2014. Potential of Lemna gibba L. and Lemna minor L. for accumulation of Boron from secondary effluents. Ecological Engineering, Vol. 70, pp. 332–336

29- پرنیان. امیر، چرم. مصطفی، جعفر زاده حقیقی فرد. نعمت اله و دیناروند. مهری، 1390، «گیاه‌پالایی نیکل از محیط هیدروپونیک به کمک علف شاخی (Ceratophyllum demersum L.)». مجله علوم و فنون کشت­های گلخانه­ای، سال دوم، دوره­ی 6، صفحه 75- 84.

30-  قهرمان. احمد، 1373، «کومورفیت­های ایران (سیستماتیک گیاهی)، جلد چهارم». انتشارات دانشگاه تهران، 768 صفحه.

31-  Standard Methods for Examination of Water and Wastewater, 20th ed. APHA, Washington DC

32-  . 2005.

33-  Bakirdere, S., Örenay, S., Korkmaz, M., 2010. Effect of Boron on Human Health. The Open Mineral Processing Journal, Vol. 3, pp. 54-59.

34-  Wang, D., Wen, F., Xu, C., Tang, Y., Luo, X., 2012. The uptake of Cs and Sr from soil to radish (Raphanus sativus L.)- potential for phytoextraction and remediation of contaminated soils. Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 110, pp. 78-83.

35-  Demiral, T., Türkan, I., 2005. Comparative lipid peroxidation, antioxidant defense systems and proline content in roots of two rice cultivars differing in salt tolerance. Environmental and Experimental Botany, Vol. 53 (3), 247-257.

36- علیزاده. آذین، 1386، «مقایسه تأثیر کلات کننده­های آلی، سنتزی و کمپوست در پالایش خاک­های آلوده به عناصر سنگین کادمیوم، سرب و نیکل تحت کشت کلزا». پایان‌نامه کارشناسی ارشد، دانشگاه شهید چمران اهواز، صفحه 86.