دانلود رایگان مقاله بهبود خواص فیزیکی و شیمیایی خاک آلوده به مس
چکیده
در این پژوهش ظرفیت تجمع مس در گیاهان خودرو در خاک آلوده به مس در نواحی معدنی شمال شرقی برزیل از طریق اندازه گیری فاکتورهای غنی شدگی (EF) و انتقال (TF) ارزیابی گردید. تاثیر تغییرات فیزیکی و شیمیایی خاک ریشه بر تحرک پذیری مس با استفاده از ترکیبات مختلفی (Melich3/MgCl2) برای استخراج Cu از نمونه های مختلف خاک (خاک توده/ریشه) مورد بررسی قرار گرفت. در نهایت رهنمودهای ممکن برای استفاده از این گونه های گیاهی در بازیابی ناحیه با محاسبه توازن بین Cu انتقال یافته در ریشه و Cu جذب شده توسط گیاه بررسی شد. بر اساس مقادیر EF وTF به دست آمده (1>) هیچ یک از گونه های مورد مطالعه (Ruellia paniculate,Bidens pilosa,pityrogramma calomelanos, combretum leprosum, ( در دسته بندی تجمع کنندگان قوی قرار نمی گیرند.با این وجود رسیدگی به سطوح زیستی در دسترس ( که از Mg2 استخراج شده و خاک های ریشه ای (در مقایسه با سطوح کلی و خاک توده) منجر به همبستگی بیشتر میزان فلز در بافت های گیاه می شود. در نتیجه این عمل برای تعیین ظرفیت گیاه برای انباشتن مس مناسب تر است. مشخصات مختلف خاک ریشه و توده تاثیر مستقیمی بر غلظت بالای Cu در خاک ها متفاوت است (در گستره 3604-9601mg/kg). با محاسبه توازن میان مقادیر Cu انتقال یافته در ریشه و مقدار برداشت شده توسط گیاه، دریافتیم که حضور چنین گیاهانی در زمین می تواند اثرات رقابتی داشته باشد. دو گونه p.calomelanos, B.pilosa میزان مس موجود در بافت هایشان در مقایسه با میزان Cu مس ریشه بیشتر بود. این امر یک مشخصه مطلوب برای هدف بازیابی می باشد چون گیاه می تواند میزان Cu قابل دسترس در خاک را کاهش دهد و به عنوان یک عامل تسهیل کننده برای بازیابی محیط عمل کند. در مقابل، در دو گونه دیگر (R.paniculata , C.leprosum) میزان Cu ای که در ریشه انتقال دادند به نسبت Cu جذب شده بیشتر بود که این امر منجر به انتقال Cu در دسترس به اکوسیستم می شود و برای بازیابی محیط زیست مناسب نیست.
1. مقدمه
تخلیه زباله های دارای فلز از آن جا که منشا اصلی تخلیه فلزات سمی در محیط زیست است در زمین های آزاد نماینده یک مشکل جهانی جدی می باشد(لوترموزر2007). این امر ممکن است منجر به شرایط نامناسبی برای رشد گیاهان گردد که بر تنوع و فراوانی بسیاری از گونه ها تاثیر می گذارد و رشد مجدد گونه های گیاهی و در نتیجه بازسازی کل اکوسیستم را با چالش روبرو می کند. (ابراد شاو 1997؛ آرویانو 2001؛ هرنانذر و پاستور2008، نارحی و همکاران 2012). با توجه به ترکیب زیست شیمیایی زباله معدنی، تخلیه آن در محیط می تواند تاثیرات مختلفی از جمله کاهش میزان مواد مغذی (شولز و ویگلب 2000؛ نیکو و همکاران 2010)؛ تخریب کیفیت فیزیکی خاک (شزار ولال 2011، کاهش ناگهانی PH (اسیدی یا بازی شدن) (جورجووک و همکاران 2002؛ آیکول و همکاران 2003)و تخلیه میزان زیادی از عناصر سمی (لبلانک و همکاران2000؛ دو و همکاران 2011؛ زورنوار و همکاران 2012 ، ماتینز- سانذر و همکاران 2012 ، گارسیا ؛لورتر و همکاران 2012) را به همراه داشته باشد.
اکثر گیاهان قادر به تحمل غلظت های بالای فلز در خاک نیستند و شناسایی گونه هایی که به طور خود بخودی در محیط های آلودی رشد می کنند برای برنامه های بازیابی بسیار حائز اهمیت است (ویتینگ و همکاران 2004؛ بیلون اسمیتز و فریمن 2006) و به دانشمندان در درک مکانیسم اکولوژیستی تطابق با چنینی محیط هایی کمک می کند. (بوید2004؛بوجار و گودرزی 2007؛ مانارا 2012؛ آناوار و همکاران 2013) گیاهان همچنین می توانند عناصر کمیابی را به زنجیزه غذایی موجودات بیفزایند. در نتیجه گونه هایی که توانایی انباشه کردن مقدار زیادی عناصر کمیاب در بافت های فرازمینی خود (برگ ها، شاخه ها، میوه و گل) هستند مستعد آزاد سازی این عناصر محیط زیست می باشند (مک لاگین 2001؛ بوید2004؛پپلو و ادموند2005). همچنین گونه هایی با این مشخصات از آن جا که توانایی انباشته سازی مقدار زیادی آلاینده و سپس آزاد سازی آن ها در مکان مناسب دیگر و در نتیجه دفع آن ها را دارند برای استفاده در برنامه های گیاه پالایی (از جمله استخراج گیاهی) مناسب هستند (ریوز و بیکر 2000؛ زانتور و باکمپ 2002؛ پیلون اسمیتز 2005؛ ارنست 2005) در نقطه مقابل گونه های گیاهی که آلاینده ها را در ریشه خود ذخیره می کننده با توجه به معیارهایی که برای دسته بندی گیاهان تجمع کننده استفاده می شود، در این دسته قرار نمی گیرند ( بیکر و بروکز 1989؛ ریوز 2006). با این وجود از آن جا که این گیاهان ممکن است در برنامه های تثبیت یا رشد مجدد گیاه مفید باشندحائز اهمیت هستند. این گونه ها می توانند آلاینده ها را در بافت های زیر زمینی خود تثبیت کننده و یا کمپلکس های فلزی در ریشه های خود به وجود آورند و انتقال فلزات در دسترس به سایر گونه ها را محدود کنند. با این عمل این گیاهان فرایند رشد و تکثیر گیاهی را تسهیل می کنند (ویتنگ و همکاران2004؛ پیلون استیمر2005؛ مندر و مایر 2008).
جزئیات مکانیسم حاکم بر روش جذب فلزات توسط گیاه همچنان کاملا شناخته شده نیست، اما به طور کلی انباشته شدن یک منحصر در بافت های گیاهی توسط دسترس پذیری عنصر در محلول خاک کنترل می شود که این فاکتور نیز به متغیر های مختلفی از جمله فاکتورهای آب و هوایی، زیستی و زیست شیمیایی تعیین می شود (کاباتا پدرنایس 2004).
روش های مختلفی برای تعیین دسترس پذیری زیستی فلزات در خاک پیش بینی کسری از فلز داخل خاک که توسط گیاه جذب می شود وجود دارد. غلظت شبه کلی توسط اسیدهای قوی استخراج می شود ممکن است شامل شکل هایی از فلز که بسیار کم در اختیار گیاه قرار می گیرد مثل شکل های بلوری مواد معدنی اولیه یا کمپلکس های بسیار پایدار فلزات آلی، باشد. (فرناندز - کالونبو و همکاران 2009). استخراج کننده Melich3 به طور وسیعی برای استخراج فلزات در دسترس استفاده می شود چون توانایی استخراج کسر در دسترس و علاوه بر آن کسری که با تغییرات جزئی در شرایط قابل دسترسی است همانند ترکیبات ریشه گیاه را دارد (1984 Melich؛ مونتروز و همکاران 1999؛ اوترو و همکاران 2012). فلزی که توسط یک محلول نمکی مثل MgCl2 استخراج گردید دارای کسری غیر قابل جذب توسط خاک و در نتیجه در دسترس گیاه بود (فیلگیراس و همکاران 2002). پیشنهاد ما این است که در نظر گرفتن کسرهای مختلفی از فلز استخراج شده توسط خاک ریشه و توده، و نیز میزان جذب و جابجایی فلز توسط گیاه می تواند دیدگاهی واقعی برای درک پاسخ گیاه به افزایش غلظت فلز در خاک به دست دهد. این به امر گیاه پالایی و روشن کردن مکانسیم هایی که با این گیاه را قادر به بقا در محیط آلوده می کند، کمک می نماید.
2. مواد و روش ها
2.1 ناحیه مورد بررسی
این پژوهش در ناحیه "serra da Ibiapaba" در شمال شرقی برزیل (شکل1) انجام شد. آب و هوا در مناطق کم ارتفاع (کمتر از 300 متر، در جایی که معدن وجود دارد) نیمه خشک استوایی و در مناطق بلندتر ( بیش از 300 متر؛ در بالای ارتفاعات فلات "serra da Ibiapaba") نیمه مرطوب است. میزان متوسط بارش سالیانه در ناحیه vicosa do ceara(ارتفاع 710 متری) برابر 1470 میلی متر و در ناحیه Tiburcio (ارتفاع 220 متری) برابر 960.0 میلی متر است و در هر ناحیه بارش منحصر به فصل ژانویه و می است. متوسط دمای سالیانه در هر ناحیه بین 22 و 24°c است.
پوشش گیاهی ناحیه که تحت تاثیر مستقیم آب و هوا و ارتفاع است شامل جنگل های فصلی استوایی همیشه بهار در ارتفاع بالا (serra) و یک جنگل خشک استوایی (که به طور محلی با نام "caatinga" شناخته می شود، در نواحی کم ارتفاع تر و دشت ها می باشد (ارتفاع کمتراز 300 متر) (IBGE,2012).
بدنه سنگ پدرا ورد ماهیت ابر ژن دارد و نواحی حاوی Cu معدنی در فلات ها به صورت کانسارهای سولفیدی و در ناحیه های اکسیدی روی سطح به صورت زائده های کربنی وجود دارد ( کالینز و لوریرو 1971). مواد معدنی سولفید مس در سنگ بدنه شامل سنگ مس (CuFeS2)، کاکئوسیت (Cu2S) ، بورینت (Cu5FeS4) و کوولیت (CuS) می شود. در بخش بالایی افق معدنی ، آهن اکسید حاوی 0.1% مس و هماتیت (Fe2O3) به عنوان یکی از سازندگان اصلی علاوه بر حضور منحنی کورپیت (Cu2O) غالب است ( کالینز و لوریرو 1971).
ناحیه اکسید شده در سطح اساسا با کربنات های در مس رگه های نواحی اشباع مالاچیت (Cu2(Co3)(OH)2) شکل می گیرد که در طولی بیش از 100m در ناحیه شکاف و عمقی کمتر از 15 متر متمرکز شده اند. حضور شبه مالاچیت (یک ماده معدنی مسی) در معدن کشف شد (پرلاتی و همکاران2014).
ABSTRACT
In this study, the copper-accumulating capacity of plants growing spontaneously in coppercontaminated soils in an abandoned mine site in northeastern Brazil was evaluated by calculating enrichment (EF) and translocation (TF) factors. The effects of physical and chemical changes in the rhizosphere soil on copper mobility were determined by using different compounds (Mehlich3/MgCl2) to extract Cu from different types of soil samples (bulk/rhizosphere soil). Finally, the possible implications for the use of these plant species in restoring the area were assessed by calculating the balance between the Cu mobilized in the rhizosphere and the Cu absorbed by the plants. On the basis of the EF and TF values obtained (all <1), none of the species under study (Ruellia paniculata, Bidens pilosa, Pityrogramma calomelanos and Combretum leprosum) were classified as hyperaccumulators. However, consideration of readily bioavailable levels (extracted with MgCl2) and the rhizosphere soils (rather than total levels and bulk soils) yielded higher correlations with the levels of metal in plant tissues. This approach therefore appears more appropriate for determining the capacity of the plants to accumulate copper. The different characteristics of the bulk and rhizosphere soils have direct effects on the concentrations of copper, which were much lower in the rhizosphere soil. In general, each species responded differently to the high concentration of Cu in soils (range 3604–9601 mg kg1 ). By calculating the balance between the amounts of Cu mobilized in the rhizosphere and uptake by plants, we found that the presence of such plants in the field may have antagonistic effects. Two of the species (B. pilosa and P. calomelanos) contained more Cu in their tissues than mobilized in the rhizosphere. This is a desirable characteristic for restoration purposes, as the plants can reduce the bioavailable Cu content in soils and thus act as facilitators for regeneration of the site. By contrast, the other two species (R. paniculata and C. leprosum) mobilized more Cu in the rhizosphere than they were able to take up, which may led to transfer of bioavailable Cu to the ecosystem, which is undesirable in terms of site restoration.
1. Introduction
The disposal of metallic mine waste in open pits represents a serious environmental problem worldwide as it is one of the main routes of release of toxic metals to the environment (Lottermoser, 2007). The practice may lead to unfavourable conditions for plant growth, affecting the diversity and abundance of many species and hindering the reestablishment and development of natural vegetation and, therefore, regeneration of the whole ecosystem (Bradshaw,1997; Adriano, 2001; Bell, 2001; Hernández and Pastor, 2008; Närhi et al., 2012). Depending on the geochemical composition of the mine waste, its disposal can have various different effects on soil quality: decreased nutrient contents (Schulz and Wiegleb, 2000; Nikolic et al., 2010); deteriorated physical quality (Shrestha and Lal, 2011); abrupt changes in pH (acidification or alkalinization) (Jurjovec et al., 2002; Aykol et al., 2003); and release of large amounts of toxic elements (Leblanc et al., 2000; Wu et al., 2011; Zornoza et al., 2012; Martínez-Sanchez et al., 2012; García-Lorenzo et al., 2012).
The vast majority of plant species do not tolerate high concentrations of metals in soil, and identification of species that spontaneously inhabit contaminated environments (autochthonous flora) is extremely valuable for restoration programs (Whiting et al., 2004; Pilon-Smits and Freeman, 2006), as well for helping scientists to understand the ecological mechanisms underlying adaptation to such environments (Boyd, 2004; Boojar and Goodarzi, 2007; Manara, 2012; Anawar et al., 2013). As primary resources for many other organisms, plants may also represent a large source of trace elements into the trophic chain. Thus, species that accumulate large amounts of trace elements in aboveground tissues (leaves, stems, fruits and flowers) are prone to release these elements throughout the environment (McLaughlin, 2001; Boyd, 2004; Peplow and Edmonds, 2005). However, species with such characteristics are suitable for use in phytoremediation programs (i.e. phytoextraction), as they can remove large amounts of contaminants by accumulating the elements in aboveground structures and then being removed from the site, and disposed at appropriate places (Reeves and Baker, 2000; Dzantor and Beauchamp, 2002; Pilon-Smits, 2005; Ernst, 2005). Contrastingly, plant species that accumulate metals in their roots, even at high levels, are not considered as metal accumulators according to the technical criteria used to classify hyperaccumulator plants (Baker and Brooks, 1989; Reeves, 2006). However, these plants are still of great interest for the remediation of contaminated areas, since they may be useful in the immobilization and/or revegetation programs. These species can immobilize contaminants in belowground tissues and/or favour metal complexation in their rhizospheres preventing metal release and limiting the bioavailability of the metal to other species. By doing so, these plants may facilitate the regeneration and phytostabilization processes (Whiting et al., 2004; PilonSmits, 2005; Mendez and Maier, 2008).
The specificity of the mechanisms that govern the forms of metals that plants absorb is still somewhat uncertain; however, in general, accumulation of an element in plant tissues is governed by the availability of the element in the soil solution, which is in turn determined by different variables, such as climatic, anthropogenic, biological and geochemical factors, and rhizosphere processes (Kabata-Pendias, 2004).
Different methods have been used to determine the bioavailability of metals in soils, with the aim of predicting the fraction of metal in the soil that is actually absorbed by plants. The pseudototal concentration, which is extracted by strong acids, may comprise forms of metals that are scarcely accessible to plants, such as crystalline forms of primary minerals or very stable organometallic complexes (Fernandez-Calvino et al., 2009). The Mehlich3 extractant is widely used to extract the potentially bioavailable metal, as it extracts the readily bioavailable fraction plus the fractions that may be rendered readily available by small changes in soil conditions, such as those provided by the plant rhizosphere (Mehlich, 1984; Monterroso et al., 1999; Otero et al., 2012). The metal extracted by a salt solution such as MgCl2 represents the fraction that is weakly adsorbed on soil surfaces and is therefore readily available to plants (Filgueiras et al., 2002). We propose that considering the different metal fractions extracted from bulk and rhizosphere soils, along with the metal levels absorbed and translocated by plants, may provide a more realistic approach to understand the response of plants to increase metal concentrations in soil. This has implications for phytoremediation and/or restoration programs, as well as for elucidating the mechanisms that enable these plants to survive in highly contaminated environments.
The specific aims of this study were to: (i) determine the total, potentially bioavailable and readily bioavailable concentrations of Cu in bulk and rhizosphere soils under plants growing spontaneously in the area surrounding an abandoned copper mine; (ii) determine the concentration of Cu in the leaves and roots of these plant species and, on the basis of the findings; (iii) identify the plant response to high concentrations of Cu in soil (accumulation/ immobilization/exclusion) and thus evaluate their potential value for phytoremediation and restoration programs.
2. Material and methods
2.1. Study area
The study was conducted in the “Serra da Ibiapaba” region of northeastern Brazil (Fig. 1). The climate in the region is semi-arid warm tropical in the regions of lower altitude (<300 m; where the mine is located) and sub-humid warm tropical in the higher regions (>300 m; at the top of the slopes and “Serra da Ibiapaba” plateau). The average annual rainfall in Viçosa do Ceará (alt. 710 m) is 1470 mm and in General Tibúrcio (alt. 220 m), 960.0 mm, and it is concentrated between January and May in both areas. The average annual temperature in both areas is between 22 and 24 C (FUNCEME, 2014).
The regional vegetation, which is directly affected by climate and altitude, consists of evergreen seasonal tropical forest on top of the plateau (Serra) and a dry tropical forest (locally known as “caatinga”) in the lower parts of the slopes and on the plains (<300 m alt.) (IBGE, 2012).
The Pedra Verde ore body is of supergene origin, and the Cu mineralized zone occurs in phyllites as sulphidic deposits and in an oxidized zone at the surface as carbonated outcrops (Collins and Loureiro, 1971). The Cu sulphide minerals in the ore body include chalcopyrite (CuFeS2), chalcocite (Cu2S), bornite (Cu5FeS4) and covellite (CuS). In the upper part of the mineralized horizon, iron oxides predominate at levels of up to 0.1% Cu, with hematite (Fe2O3) as one of the main constituents, in addition to the occasional presence of cuprite (Cu2O) (Collins and Loureiro 1971).
The oxidized zone at the surface is mainly formed by Cucarbonates in malachite (Cu2(CO3)(OH)2) impregnations and streaks, which are concentrated along a distance of more than 100 m in a fracture zone, at a depth not exceeding 15 m. The presence of pseudomalachite (a copper phosphate mineral) was detected in the mine (Perlatti et al., 2014).
چکیده
1. مقدمه
2. مواد و روش ها
2.1 ناحیه مورد بررسی
2.2 فرآیند نمونه گیری و آنالیز
2.2.1 گیاهان
2.2.2 خاک توده و ریشه
2.2.3 بررسی داده و آماری
3. بحث و نتیجه گیری
3.1 ویژگی های کلی و میزان Cu در خاک توده و ریشه
3.2 غلظت مس در گیاهان، فاکتورهای غنی شدن و انتقال و رابطه آن با خواص خاک توده / ریشه.
3.3 توازن بین Cu انتقال یافته در ریشه و Cu جذب شده توسط گیاه
4. نتیجه گیری
منابع
ABSTRACT
1. Introduction
2. Material and methods
2.1. Study area
2.2. Sampling and analytical procedures
2.2.1. Plants
2.2.2. Bulk and rhizosphere soils
2.2.3. Statistics and data analysis
3. Results and discussion
3.1. General properties and Cu contents of bulk and rhizosphere soils
3.2. Copper concentration in plants, enrichment and translocation factors and correlation with bulk/rhizosphere soils properties
3.3. Balance between Cu mobilized in the rhizosphere and uptake by plants: consequences for mine site restoration
4. Conclusions
References