طرح پژوهشی بررسی آلودگی آب، خاک و گیاهان به آرسنیک



عنوان طرح:
بررسی آلودگی آب، خاک و گیاهان به آرسنیک در منطقه قروه و شناسایی گیاهان بومی مناسب برای پالایش آلودگی آرسنیک از خاک

فهرست مطالب
مقدمه
مشخصات عمومی عنصر آرسنیک
مشخصات فیزیکی و شیمیایی آرسنیک
منابع آرسنیک در طبیعت
ژئوشیمی آرسنیک، مکانیسم انتقال آن در سیستم خاک، گیاه، حیوانات و انسان
جذب آرسنیک توسط گیاهان
جذب آرسنات
جذب آرسنیت
متابولیسم آرسنیک در گیاهان
کمپلکس شدن آرسنیک
متیلاسیون
سمیت آرسنیک در گیاهان
مقاومت به آرسنیک در گیاهان
روش اجتناب
مقاومت به تجمع آرسنیک در سیتوپلاسم
پالایش سبز
منطقه آلوده به آرسنیک قروه
شرایط آب و هوایی
منابع آبی
ساختار اجتماعی
تکتونیک و زمینشناسای ساختمانی
آتشفشانهاى جوان منطقه در ارتباط با زمین شناسى زیست محیطى قروه-بیجار
مواد و روشها
شناسایی منطقه مورد مطالعه
جمع‎آوری نمونه‎های خاک و گیاه
اندازهگیری آرسنیک موجود در نمونه‎های خاک
اندازه‎گیری pH خاک
اندازهگیری آرسنیک موجود در نمونه‎های گیاهی
آنالیز آماری داده‎ها
نتایج و بحث
آرسنیک آب
آنالیز آرسنیک آب و برخی ویژگیهای شیمیایی آن
آرسنیک خاک
آنالیز برخی ویژگی های فیزیکی و شیمیایی خاک مناطق مورد مطالعه
آنالیز آرسنیک خاک مناطق مورد مطالعه
آرسنیک گیاه
گونههای گیاهی جمعآوری شده در منطقه مورد مطالعه
غلظت آرسنیک در نمونههای گیاهی
توانایی گیاه پالایی گیاهان منطقه قروه
نتیجه گیری :
فهرست منابع (Works Cited)

مقدمه
1-1 – مشخصات عمومی عنصر آرسنیک
فعالیتهای صنعتی، کشاورزی و شهرنشینی در شهرها و همچنین وجود مواد مادری حاوی عناصر سمی، باعث آلودگی و انباشتگی فلزات سنگین در خاک و آب شده است. عناصر سمی علاوه بر اینکه بطور مستقیم توسط گیاهان زراعی جذب و سبب آلوده شدن چرخه غذایی می شوند، هتگام آبیاری از خاک نیز شسته شده و وارد آبهای زیرزمینی میشود. آبهای زیرزمینی به عنوان منبع آب شرب مردمان آن محل استفاده شده و سلامتی افراد محل را به خطر میاندازد.
نام آرسنیک از واژه یونانی Arsenikon به معنای اورپیمان (Orpiment) زرد، یا از واژه یونانی Arsenikos به معنای Male (نر یا مذکر) و یا از واژه لاتین Arsenicum گرفته شده است. آرسنیک یک شبه فلز سمّی و غیر ضروری برای گیاه است که در طبیعت همراه با عناصر دیگری مانند طلا، آنتیموان، مس و جیوه یافت میشود (Meharg and Macnair, 1992a). آرسنیک به عنوان یک شبه فلز در گروه 15 (VA) و دوره 4 جدول تناوبی قرار دارد. آرسنیک یکی از عناصر کمیاب در پوسته جامد زمین است که از لحاظ فراوانی در رده بیستم جای دارد. میزان فراوانی آرسنیک در سنگها کم است و غلظت این عنصر در پوسته زمین 5/1 تا 2 میلی‎گرم در کیلوگرم میباشد که بر اثر تجمع کانی‎ها، گاهی مقدار آن به 60 میلی‎گرم در کیلوگرم نیز می‎رسد.
آرسنیک یکی از سموم مهم محیطی است که توانایی تجمع در گیاهان و جانوران را داشته و از طریق زنجیره غذایی به انسان منتقل میشود Roy and Saha, 2002)). استفاده از آب‎های آلوده به آرسنیک اصلی‎ترین عامل آلودگی انسان به آرسنیک است. آرسنیک از طریق آب آشامیدنی به سیستم گوارشی وارد شده و باعث ایجاد اختلالات مختلف گوارشی، پوستی و تنفسی می‎شود به‎طوریکه بر اساس داده‎های اپیدمیولوژی در گروه اول عوامل سرطان‎زا قرار دارد (Roy and Saha, 2002). همچنین آب‎های سطحی آلوده به آرسنیک از مهمترین منابع گسترش آلودگی آن در طبیعت هستند. آب‎های سطحی که در بسیاری از مناطق آلوده به عنوان منبع آب آشامیدنی نیز استفاده می‎شود، در اثر حل شدن مواد معدنی، باطله‎ها، سنگ‎ها و ترکیبات آلوده به آرسنیک در آب،‎ وارد رودخانه‎ها شده و باعث گسترش آلودگی آرسنیک در طبیعت می‎شوند (Bundschuh et al., 2009).
1-1-2 – مشخصات فیزیکی و شیمیایی آرسنیک
آرسنیک از نظر فراوانی جزء بیستمین عنصر پوسته جامد زمین میباشد که در سال 1252 توسط آلبرت مگنا کشف گردید. آرسنیک به رنگ خاکستری – نقره‎ای یا فولادی و دارای جلای فلزی است که سطح آن در هوای مرطوب اکسید می‎شود (شکل1-1)(.(Bachofen et al., 1995 این فلز بلورهای سه گوشی تشکیل می دهد که بسیار شکننده‎اند. حالتهای اکسیداسیون این عنصر در ترکیبات به صورت 3+، 5+ و 3- می‎باشد (Duker et al., 2005). غلظت آرسنیک در سنگ های آذرین و رسوبی به طور میانگین در حدود 2 میکروگرم بر گرم است و غلظت‎های بالای آن در فسفریت‎ها و سنگ‎های رسوبی وجود دارد (Naidu and Bhattacharya, 2007).

شکل 1-1 . نمایی از ویژگی ظاهری عنصر آرسنیک در طبیعت.
آرسنیک در دو فرم آللوتروپی1 وجود دارد. آللوتروپها شکلهایی از عنصر هستند که خصوصیات فیزیکی و شیمیایی متفاوتی دارند. فرم‎های خیلی معمول آرسنیک شکننده، درخشنده، خاکستری و فلزی شبه جامد می‎باشند. فرم کمیاب آن جامد کریستالی زرد رنگ است که با سرد شدن سریع آن بخارات آرسنیک تولید می‎شود. آرسنیک در کل بو و طعم خاصی ندارد بلکه در هنگام حرارت دادن بوی شاخص سیر مانندی متصاعد می‎کند (Mandal and Suzuki, 2002 ). آرسنیک در اثر حرارت برخلاف بسیاری از ترکیبات جامد دیگر ذوب نمی‎شود بلکه به طور مستقیم به گاز تبدیل می‎شود البته در شرایط با فشار بالا آرسنیک از حالت بخار به مایع تبدیل می‎شود (WHO, 2001).
1-2 – منابع آرسنیک در طبیعت
وجود فلزات سنگین در زیستگاه ناشی از عوامل طبیعی و فعالیت های صنعتی میباشد. روی هم رفته میتوان منابع این عنصر را به دو دسته طبیعی و حاصل از فعالیتهای انسانی تقسیم نمود.آرسنیک در خاک بیشتر به صورت فرم معدنی وجود دارد اما می تواند در محیط خاک به فرم آلی نیز تبدیل شود (Meharg and Hartley-Witaker, 2002). در شرایط اکسیدکنندگی در محیط‎های هوازی، آرسنات (پنج ظرفیتی) فرم پایدارآرسنیک می‎باشد و شدیداً جذب خاک رس، اکسید یا هیدروکسیدهای آهن و منگنز و مواد آلی خاک می‎شود. در شرایط احیاء کنندگی، آرسنیت ترکیب غالب آرسنیک می‎باشد (Warren et al., 2003). ترکیبات معدنی آرسنیک میتوانند توسط میکروارگانیسم‎ها و در شرایط اکسیدکنندگی متیله شده و مونومتیل آرسنیک اسید (MMA)، دی متیل آرسنیک اسید (DMA) و تری متیل آرسنیک اکسید ( (TMASO (Meharg and Hartley-Whitaker, 2002) را تشکیل ‎دهند. فرم آرسنیک موجود در خاک بستگی به نوع و مقدار ترکیبات جاذب خاک، اسیدیته و پتانسیل ردوکس خاک دارد. آرسنات آلومینیوم و آهن ترکیبات غالب آرسنیک در خاک‎های اسیدی هستند و نسبت به آرسنات کلسیم که فرم غالب آرسنیک در خاک‎های بازی و آهکی است کمتر محلول هستند (Wei et al., 2006).
1-3 – ژئوشیمی آرسنیک، مکانیسم انتقال آن در سیستم خاک، گیاه، حیوانات و انسان
سمیت عمده آرسنیک برای انسان به واسطه حضور آن در آب‎های سطحی است که به‎عنوان یکی از منابع آب آشامیدنی مورد استفاده قرار می‎گیرد (Smedley and Kinniburgh, 2002; Bhattacharya et al., 1997, 2002). همچنین فعالیت‎های معدن‎کاری، استفاده ازعلف‎کش‎های آرسنیکی، حشره‎کش‎ها، مواد نگهدارنده چوب و آبیاری با آب‎های سطحی آلوده منجرب آلودگی خاک با آرسنیک می‎شود. جذب زیاد آرسنیک توسط غلات روئیده در این مناطق ممکن است باعث ایجاد مشکلاتی در زنجیره غذایی و انسان شود (Bhattacharjee and Rosen, 2007). نتایج مطالعات مختلف نشان داده است که برنج توانایی زیادی برای جذب آرسنیک از برخی شالیزارهای آلوده و انتقال آن به بخش هوایی به‎خصوص بذر‎ دارد و استفاده مکرر از چنین محصولاتی به عنوان تهدیدی برای سلامتی مصرف کننده محسوب می‎شود (William et al., 2007).
آرسنیک یک شبه فلز سمی و غیر ضروری برای انسان و گیاه میباشد. این عنصر با ایجاد اختلال در سیستم های ریوی وگوارشی، باعث مرگ انسان می شود. انسان از طریق آب، هوا و خاک در معرض آرسنیک قرار میگیرد. تماس زیاد با خاک آلوده به آرسنیک و مصرف آب شرب حاوی غلظت بالایی از آرسنیک، راههای انتقال آرسنیک به بدن انسان می باشد. سمیت عمده آرسنیک برای انسان به واسطه حضور آن در آبهای سطحی و زیرزمینی است که این آبها به عنوان منبع آب آشامیدنی مورد استفاده قرار میگیرند. غذا و آب آشامیدنی در مجموع 99 درصد راههای انتقال آرسنیک به بدن انسان را تشکیل میدهند (.(Bundschuh et al., 2009.انوع بیماریهای ناشی از در معرض قرارگیری به آرسنیک، منابع و غلظت های مرتبط با آن درجدول 1-1 نشان داده شده است.
جدول 1-1 . اثرات آلودگی آرسنیک بر انسان، بیماری های ایجاد شده و منابع ایجاد آن.
آرسنیک

نام بیمارى

کراتوسیز و فشار خون

سرطان پوست

سرطان مثانه

قانقاریا و سرطان ریه

علائم ناشى از آلودگى به عنصر
مشکلات پوستى روى دست و پا وتخریب مجارى بینى

سرگیجه مشکلات تنفسى و گرفتگى عضلات
پوکى و شکنندگى استخوان
اختلالات کلیوى، کم خونى و از بین رفتن حس بویایى

منابع آلودگى
زهاب معادن فلزى متروک و سوزاندن زغالهاى غنى از آرسنیک
تسویه کانه هاى سولفیدى حاوى آرسنیک
سدهاى باطله و سنگ ها ى آلوده به آرسنیک
زهاب هاى حاصل از فعالیت هاى معدنى و کانه آرایى

رفتار عنصر در طبیعت
آرسنیک دربدن ماهیها و حلزونها تجمع مى یابد که این آرسنیک خطرى در بر ندارد.
بیشتر ترکیبات آرسنیک در آب حل مى شود.
آرسنیک در طبیعت از بین نمى رود بلکه از شکلى به شکل دیگر تغییر مى کند.
آرسنیک موجود در هوا روى زمین مى نشیند و بواسطه آب باران شسته مى شود.
ملاحظات
معمولاٌ آرسنیک با عناصر طلا، مس و روى همراه مى باشد.
آزمایش ، مو و خون براى اندازه گیرى آرسنیک در بدن استفاده مى شود.
هضم مقادیر بالاى آرسنیک کشنده است.

حد مجاز
مرجع استاندارد

منبع آب
0/05(ppm)
EPA
NIOSH
National Institue for Occupational Safety and Helth

10-50(μg/lit)
WHO

0/1(mg/lit)
ACGIH
OSHA
Occupational Safety and Health Administration
هوا
10(μg/m3)
OSHA
WHO
WorldHealth Organization

0/25(mg/m3)
ACGIH

خاک

EPA
Environment Protection Agency

سمیت آرسنیک برای انسان میتواند به صورت کراتینوز و ایجاد زخم در دست، اختلالات رنگدانهای ( هایپرپیگمنتاسیون و دپیگمنتاسیون)، تغییر شکل انگشتان و ناخن دست و در نهایت گانگرن اندام مربوطه تظاهر پیدا کند (Barati et al., 2010). شکل 1-2 گانگرن (قانقاریا) شدید در دست راست یک زن 55 ساله و کراتینوز دست یک پسربچه 13 را نشان میدهد.

شکل 2-1. گانگرن شدید در دست راست یک پیرزن 55 ساله (a) و کراتیونز و هایپرپیگمنتاسیون در کف دست یک پسربچه 13 ساله (b).
1-4-2 – جذب آرسنیک توسط گیاهان
فهم چگونگی جذب و متابولیزه کردن آرسنیک توسط گیاهان برای کاهش خطر آلودگی زنجیره غذایی مهم می‎باشد. ازاینرو کشف گیاه بیش ‎انباشت‎گر Pteris vittata در سال 2001 توسط Ma و همکاران توجه محققین را به خود جلب کرد. تاکنون مطالعات زیادی برای فهم مکانیسم‎های انجام این فرایند غیر طبیعی صورت گرفته تا توانایی گیاه‎پالایی بیش‎انباشت‎گرهای مختلف آرسنیک افزایش یابد.
1-4-3 – جذب آرسنات
آرسنات مهمترین فرم آرسنیک در خاک‎های هوازی است که تمایل جذبی بالایی برای ترکیب با اکسید و هیدروکسید آهن در خاک دارد. بنابراین به دلیل تمایل زیاد جذبی آن، معمولاً غلظت آرسنات محلول در آب خاک کم می‎باشد (Fitz and Wanzel, 2002). مطالعات فیزیولوژیکی و الکتروفیزیولوژیکی در گیاهان نشان می‎دهد که آرسنات و فسفات دارای یک ناقل مشابه در غشاء سلول‎های ریشه هستند. این ناقل دارای میل جذبی بالا به فسفات نسبت به آرسنات می‎باشد (Meharg et al., 1994).
مکانیسم جذب شامل انتقال هم‎بر2 فسفات یا آرسنات و پروتون با انتقال حداقل دو هیدروژن بر حسب هر مولکول آرسنات یا فسفات می‎باشد (Meharg and Macnair, 1992b). بیشتر از صد ناقل فسفات از خانواده (pht1 ) در گیاهان شناسایی شده است که به مقدار زیادی در ریشه بیان می‎شوند و در جذب فسفات از محیط اطراف نقش مهمی دارند (Bucher, 2007). در گیاه Arabidopsis thaliana جذب فسفات از طریق دو ناقل pht1 و pht1;4 در محیط‎های غنی از فسفر و با فسفر کم صورت می‎گیرد (Shin et al., 2004). کسب اطلاعات لازم درباره ناقل‎های فسفات و تنظیم فعالیت آنها در گیاهان به فهم بهتر مکانیسم‎های جذب آرسنات کمک می‎کند به‎خصوص فهم انتخاب نسبی ناقلهای مختلف برای جذب آرسنات و فسفات و بررسی تنوع آللی در این انتخاب مهم می‎باشد (Bucher, 2007). کاهش جذب آرسنات یکی از مکانیسم‎های مهم مقاومت به آرسنیک است که در برخی از گیاهان بکار می‎رود و از طریق مهار سیستم با قدرت جذبی بالای فسفات/آرسنات در گیاهان مقاوم عمل می‎کند .(Shin et al., 2004; Karimi et al., 2013c)
1-4-4 – جذب آرسنیت
اطلاعات کمی درباره مکانیسم جذب آرسنیت در گیاهان وجود دارد به طوریکه اطلاعات لازم در این باره از اطلاعات موجود درباره مطالعات میکروبی نشات میگیرد (Zhao et al., 2003). در اشرشیاکولی، مخمر نان و انسان برخی از آکواگلیسروپورین ها3 که یک زیر خانواده از آکواپورین ها4 با منافذ بزرگ هستند و مولکولهای خنثی مانند گلیسرول را از خود عبور می‎دهند، آرسنیت را نیز انتقال می‎دهند. (.(Bhattacharjee and Rosen, 2007
بررسی جذب آرسنیت در گیاه برنج و گیاهان آبزی به دلیل اینکه ریشه آنها در شرایط بی‎هوازی یا نیمه هوازی رشد می‎کنند و در این شرایط آرسنیت فرم غالب آرسنیک در خاک را تشکیل می‎دهد، از اهمیت ویژه‎ای برخوردار است. ریشه‎های این گیاهان قادر به جذب سریع آرسنیت از محیط اطراف هستند به طوریکه قرارگیری کوتاه مدت ریشه‎های قطع شده برنج در معرض آرسنیت (شکل 1-3) و با حضور یا عدم حضور فسفات نشان از قدرت جذبی نسبتاً بالای آرسنیت توسط ریشه و عدم انتفال آن از طریق ناقل فسفات/آرسنات می‎باشد (Abedin et al., 2002). به علاوه انتقال آرسنیت به‎وسیله گلیسرول و آنتیمونیت5 مهار می‎شود اما به‎وسیله فسفات مهار نمی‎شود (Zhao et al., 2002). بر اساس آزمایش‎های انجام شده در محیط هیدروپونیک، ریشه گیاهان آرسنیت را سریعاً از محیط اطراف جذب می‎کنند. قرارگیری ریشه‎های قطع شده برنج به‎صورت کوتاه مدت در معرض آرسنات و آرسنیت نشان داد که بیشینه سرعت جذب آرسنیت قابل مقایسه با آرسنات (در حالت عدم حضور فسفات) می‎باشد. در تیمار با غلظت‎های بالا (بیشتر از 100 میکرومول) که در رنج با تمایل جذبی کم قرار دارد جذب آرسنیت به‎طور قابل توجهی بیشتر از آرسنات است ((Abedin et al., 2002; Meharg and Jardine, 2003.
Ma و همکاران در سال 2008 یک ناقل را در ریشه گیاه برنج شناسایی کردند که به‎دلیل نقش اولیه آن در انتقال سیلیکون Lsi1 نامیده شد. این ناقل علاوه بر انتقال سیلیکون به عنوان کاندیدای اصلی انتقال آرسنیت از طریق ریشه برنج می‎باشد. افزایش بیان ژن Lsi1 در مخمر و باکتری‎ها باعث افزایش جذب آرسنیت و ایجاد جهش در ژن مربوطه باعث کاهش 60 درصدی جذب آرسنیت می‎شود. این یافته‎ها نشان از مشترک بودن انتقال آرسنیت و سیلیکون از طریق یک ناقل است. البته با وجود تشابه خصوصیات آرسنیت و سیلیکون (pKa 2/9 برای آرسنیت و 3/9 برای سیلیکون و اینکه هردو مولکول تتراهیدرال و با اندازه مشابه هستند) این امر بعید به‎نظر نمی‎رسد (Zhao et al., 2009). ناقل Lsi1 در غشاء پلاسمایی سلول‎های اگزودرمی و اپیدرمی و در محل حلقه کاسپاری قرار دارد (شکل 1-3). همچنین مشخص شده است که پروتئین Lsi2 مسئول خروج آرسنیت از سلول‎های ریشه به‎طرف آوند‎های چوبی می‎باشد‎ ((Ma et al., 2008.

شکل 1-3 . فرایند جذب آرسنیت در ریشه گیاه برنج. Lsi1 و Lsi2 به ترتیب انتقال به داخل و خارج سیلیکون را نشان می‎دهد (اقتباس از Ma et al., 2007).
1-5 – متابولیسم آرسنیک در گیاهان
آرسنیک با تبدیل فرم معدنی به آلی در تعداد زیادی از موجودات زنده متابولیزه می‎شود که شواهد کمی در این‎باره در گیاهان وجود دارد (Zhao et al., 2009). عواملی که بر حضور فرم‎های مختلف آرسنیک در گیاهان موثرند عبارتند از: توانایی این ترکیبات برای ورود به گیاه (به طور فعال یا غیر فعال) ، توانایی گیاهان برای سنتز گونه‎های مختلف آرسنیک و حضور گونه‎های مختلف آرسنیک برای جذب سطحی سلولهای ریشه گیاه. هنوز معلوم نشده است که کدامیک از این عوامل بر متابولیسم و تعیین مقدارگونه‎های مختلف آرسنیک در گیاهان خشکی‎زی تاثیر دارند (Zhao et al., 2009). اگرچه فرایند احیاء آرسنات به آرسنیت در گیاهان مشخص شده است اما هنوز در مورد متیلاسیون آرسنیک اطلاعات کافی وجود ندارد.
1-5-1 – کمپلکس شدن آرسنیک
سنتز فیتوکلاتین‎ها6 به‎وسیله تعدادی از کاتیونها مانند نقره، کادمیم، مس، جیوه و سرب و اکسی آنیونهایی مانند آرسنات وسولفات تحریک می‎شود. سنتز فیتوکلاتین‎ها از طریق احیاء گلوتاتیون (GSH) به‎وسیله انتقال پپتیدی γ- گلوتامینیل سیستئینیل دی پپتید از طریق عمل آنزیم فیتوکلاتین سنتاز انجام می‎شود (Delnomdedieu et al., 1994). مطالعات انجام شده بر روی گیاهان مختلف نشان می‎دهدکه سنتز فیتوکلاتین‎ها به‎وسیله آرسنیک معدنی افزایش مییابد و فیتوکلاتین‎ها نقش بسزایی در کاهش سمیت آرسنیک در گیاهان دارند به طوریکه گیاهان مقاوم به غلظت‎های بالای آرسنیک دارای مقادیر بالای فیتوکلاتین می باشند (Zhao et al., 2009).
آزمایشهای رزونانس مغناطیس هستهای نشان دادکه دو مولکول گلوتاتیون برای احیاء یک مولکول آرسنات به آرسنیت لازم است تا فرم دی سولفید گلوتاتیون تشکیل ‎شود. بنابراین قبل از تشکیل کمپلکس آرسنیک- گلوتاتیون، لازم است آرسنات به آرسنیت تبدیل شود و آرسنیت حاصله با سه مولکول گلوتاتیون باند ‎شود ((Raab et al., 2004. همچنین گلوتاتیون قادر است فرم پنج ظرفیتی دی متیل آرسنیک اسید را به فرم سه ظرفیتی آن در بسیاری از گونه‎های گیاهی تبدیل کند. تشکیل کمپلکس آرسنیک-گلوتاتیون مقدمهای برای تشکیل آرسنیک- فیتوکلاتین می‎باشد.
هنوز مکان انباشت کمپلکس آرسنیک- فیتوکلاتین در بافتهای گیاهی کاملاً مشخص نشده است. کمپلکس آرسنیک- فیتوکلاتین در شرایط اسیدی پایدار است. احتمالاً تحت شرایط اسیدی موجود در واکوئل به صورت پایدار میماند و از اکسیداسیون دوباره آرسنیت موجود جلوگیری می‎شودکه نتیجه این امر انباشت غلظت‎های بالای آرسنیک- فیتوکلاتین در گیاهان مقاوم به آرسنات می‎باشد (Zhao et al., 2009). در گیاهان غیر مقاوم به آرسنیک نیز تجمع واکوئلی کمپلکس فیتوکلاتین امکان پذیر است، اما میزان جذب کم آرسنات و تنظیمات فیدبکی از تشکیل مقادیر بالای این کمپلکس جلوگیری می‎کند (شکل 1-4) که نتیجه آن بروز اثرات سمی آرسنیک دراین گیاهان می‎باشد (Bleeker et al., 2006).

شکل1-4 . جذب و متابولیسم آرسنیک در ریشه‎ها. قسمت (a) مربوط به گیاهان غیر انباشت‎گر آرسنیک و قسمت (b) مربوط به گیاهان بیش انباشت‎گر آرسنیک می‎باشد (اقتباس از Zhao et al., 2009).
1-5-2 – متیلاسیون
گونه‎های متیله شده آرسنیک مانند مونومتیل استیک اسید، دی متیل استیک اسید و تری متیل استیک اسید در نمونه‎های گیاهی مشاهده شده است (.(Frankenberger and Arshad, 2002 در نمونه‎های گیاهی که با فرم‎های متیله شده آرسنیک تیمار شدند، این فرم‎ها کمتر از یک درصدکل آرسنیک موجود در شیره خام را تشکیل می‎دهندکه نشان از سنتز آنها در داخل سلول‎های گیاهی می‎باشد. مکانیسم های آنزیمی دخیل در متیلاسیون آرسنیک در گیاهان هنوز مشخص نشده است (.(Quaghebeur and Rengel, 2003 مونومتیل استیک اسید اولین فراورده متیلاسیون در گیاه است که با گذر زمان غلظت آن در داخل سلول‎های گیاهی افزایش می یابد. به نظر می‎رسد متیلاسیون آرسنیک در گیاهان فرایندهای چالشی را دنبال کند که به طور کامل در قارچها و باکتریها مشخص شده‎اند .(Xu et al., 2008) باکتری‎ها آرسنیت را به‎وسیله S- آدنوزیل متیل ترانسفراز7 متیله می‎کنند. فراورده این واکنش مونومتیل آرسنیک اسید پنج ظرفیتی است که به‎وسیله ردوکتاز همراه تیول به فرم سه ظرفیتی احیاء می‎شود (مانند گلوتاتیون). مراحل متیلاسیون و احیاء تا تولید ترکیبات دی و تری متیل ادامه مییابد مانند دی متیل آرسنیک اسید (پنج ظرفیتی)، دی متیل آرسنیک اسید (سه ظرفیتی)، دی متیل آرسنیک اسید و تری متیل آرسنین (Zhao et al., 2009). مطالعات میکرواری8 انجام شده بر روی ژن‎های مخصوصی از برنج که احتمال دارد مسئول بیان ژن متیل ترانسفراز باشد نشان داد که با تیمار آرسنات بیان این ژن افزایش می‎یابد. همچنین شواهد دیگری از مطالعات ژن برنج وجود دارد که نشان می‎دهد فرایند متیلاسیون در گیاه برنج شبیه باکتری‎ها است. البته مطالعات در این زمینه ادامه دارد(Zhao et al., 2009).
1-6 – سمیت آرسنیک در گیاهان
مطالعات اولیه درباره سمیت آرسنیک در گیاهان خشکی‎زی، مربوط به اثر حشرهکش‎های آرسنیکی در برنج بود (Wells and Gilmour., 1977). همچنین مطالعات بعدی نشان داد که بکارگیری مونو متیل آرسنیک اسید در خاک‎هایی که برنج و کتان در آنها رشد می‎کنند باعث ایجاد بیماریهایی در گیاهان می‎شود که نتیجه آن عقیم شدن آنهاست (Wells and Gilmour, 1977). مطالعات انجام شده درباره سمیت آرسنات نشان داده است که گونه‎های گیاهی به آرسنات مقاوم نیستند وعوارضی مانند باز دارندگی رشد ریشه تا مرگ در آنها پدیدار می‎شود .(Dhankher et al., 2002) همچنین شواهدی نشان می‎دهد که گیاهان با قرارگیری در معرض آرسنیک گونه‎های اکسیژن فعال9 تولید می‎کنند . این گونه‎های اکسیژن فعال دارای میل واکنش شدیدی با پروتئین‎ها وترکیبات سلول بوده و عمل آنها را مختل می‎کنند .(Hartley-Whitaker et al., 2001)
گونه‎های معدنی آرسنیک سمیت زیادی برای گیاهان دارند. آرسنات به عنوان آنالوگ فسفات عمل می‎کند و از طریق ناقل فسفات از غشاء سلول عبور می‎کند و در داخل سیتوپلاسم با فسفات رقابت می‎کند. به عنوان مثال به جای تشکیل ATP ، ADP-AS تشکیل می‎شود که نتیجه آن از بین رفتن جریان انرژی در سلول می‎باشد (Meharg, 1999). همچنین آرسنیت در داخل سیتوپلاسم سلول به گروههای سولفیدریل آنزیمها و پروتئین‎های بافتی واکنش داده و منجرب مختل شدن فعالیت و در نهایت مرگ سلول‎ها می‎شود که نتیجه آن بازدارندگی و مرگ سلول است ((Delnomdedieu et al., 1994. به طور کلی ترکیبات آلی آرسنیک از نظر سمیت برای گیاهان کمتر از ترکیبات معدنی آن در گیاهان، حیوانات و انسان قابل توجه هستند (Meharg and Macnair, 1990).
1-7- مقاومت به آرسنیک در گیاهان
از آنجائیکه آرسنیک برای گیاهان بسیار سمی می‎باشد، برخی از گونه‎های گیاهی که فلزدوست نامیده می‎شوند قادرند حتی در مناطقی مانند باطله های حاصل از معادن طلا با غلظت‎های بالای آرسنیک رشدکنند ((Delnomdedieu et al., 1994. چنین جمعیتهایی از گیاهان به نظر می‎رسد دارای مقاومت بسیار زیادی به آرسنیک در مقایسه با جمعیت‎های غیر فلزدوست در گونه‎های مشابه هستند. گیاهان مقاومت به آرسنیک را از طریق دو مکانیسم زیر بدست آورند.
1-7-1 – روش اجتناب
در این روش جذب پلاسمایی آرسنیک در غشاء سلولهای ریشه به کمترین حد خود کاهش می‎یابد (Meharg and Hartley-Witaker, 2002). به عبارتی دیگر، گیاهان با به‎کارگیری مکانیسم‎هایی از ورود آرسنیک به داخل سلول‎های ریشه جلوگیری می‎کنند. اکثر گونه‎های گیاهی روئیده در مناطق آلوده به آرسنیک میتوانند از سمیت آرسنیک به وسیله تنظیم جذب آن از ریشه اجتناب کنند که از این گونه‎ها می توان به Holcus lanatus، Deschapsia caespitosaو Agrostis capillaries اشاره کرد (Meharg and Macnair1991, 1992b). نظر به اینکه فسفات و آرسنات به‎وسیله ناقل یکسان از طریق ریشه گیاه جذب می‎شوند، در گیاهان مقاوم به آرسنیک سیستم با میل جذبی بالای فسفات تحریک و جذب آرسنیک مهار می‎شود (Meharg and Macnair, 1991).
1-7-2 – مقاومت به تجمع آرسنیک در سیتوپلاسم
برخی از گیاهان با جذب غلظت‎های بالای آرسنیک قادر به سمیت زدایی آن به‎وسیله مکانیسم‎های مختلفی می باشند. به نطر می‎رسد که گیاهان خشکی‎زی با تبدیل فرم معدنی آرسنیک (جذب شده از طریق ریشه) به فرم آلی باعث سمیت زدایی آن می‎شوند. البته تاکنون شواهد دقیقی که این فرضیه را تاییدکند وجود ندارد (Meharg and Macnair, 1992a). اولین مرحله در سمیت زدایی آرسنات، احیاء شدن آن به ترکیب سه ظرفیتی آرسنیت می‎باشدکه به‎وسیله آنزیم آرسنیک ردوکتاز انجام می‎شود ( .(Rosen, 1999 اگرچه، فرم سه ظرفیتی آرسنیک از نظر سمیت بیشتر قابل توجه است ولی آزمایش‎هایی که مهار آنزیم آرسنات ردوکتاز را سبب می‎شود، نشان می‎دهد که حساسیت گیاهان به آرسنیک افزایش مییابد . آرسنیت تولید شده باعث تولید فیتوکلاتین‎ها می‎شودکه نتیجه آن تشکیل کمپلکس‎های آرسنیک- فیتوکلاتین یا مخلوط کمپلکس آرسنیک – فیتوکلاتین – گلوتاتیون می‎باشد. به‎نظر می‎رسد این کمپلکس‎ها به‎وسیله ABC ترانسپورترها10 به واکوئل منتقل می‎شوند (.(Rosen, 1999 به طور کلی نتایج تحقیقات متعدد نشان می‎دهد که فیتوکلاتین‎ها نقش مهمی در سمیتزدایی آرسنیک در گیاهان دارند .
1-8 پالایش سبز
آلودگی خاک یک نگرانی بزرگ زیست محیطی است. انتشار کنترل شده و غیر کنترل شده فاضلابها، استخراج از معادن و کاربرد فاضلابها برای خاکهای کشاورزی و عوامل طبیعی مثل خاکسترهای آتشفشانی باعث آلودگی اکوسیستمها شده است. فلزات سنگین از جمله بزرگترین آلایندههای محیط زیست محسوب میشوند و نسبت به ترکیبات آلی مشکلات بیشتری ایجاد میکنند (Adriano., 1986; Alloway., 1990). میکروارگانیسمهای خاک قادرند آلایندههای آلی را تجزیه کنند درحالیکه فلزات نیازمند بیتحرک شدن یا برداشت فیزیکی هستند. خاکهای آلوده را میتوان با تکنیکهای شیمیایی، فیزیکی و زیستی پالایش کرد (Suresh and Ravishankar, 2004). برخی محققین تکنیکهای پالایش را به صورت تخریب یا تغییرشکل آلاینده، بیتحرک کردن به منظور کاهش دسترسی زیستی و یا پراکنش آلایندهها از توده خاک تعریف میکنند (Fayiga et al., 2005). معمولا تکنیکهای پالایش در محل11 به علت هزینه کمتر و اثرات کم روی اکوسیستم مقبولتر هستند . رقیق کردن مقدار فلزات سنگین خاک به سطح ایمن به وسیله وارد کردن خاک تمیز و مخلوط کردن با خاک آلوده و همچنین جلوگیری از گسترش آلودگی و ایجاد سد از جمله روشهای مدیریت خاکهای آلوده هستند. روش دیگر بیتحرک کردن آلایندههای معدنی است که به وسیله کمپلکسسازی آلایندهها یا از طریق افزایش pH خاک به دست میآید (McGrath et al., 1995). بیشتر این تکنولوژیهای متداول پالایشی هزینهبر بوده و باعث تخریب بیشتر محیط آسیب دیده میشوند. از طرف دیگر استفاده از تکنیکهای فیزیکوشیمیایی برای پالایش خاک، زمین را برای رشد گیاهان بیاستفاده کرده و همه فعالیتهای زیستی شامل میکروبهای مفید خاک مثل باکتریهای تثبیت کننده نیتروژن، مایکوریزا و قارچها را در طی فرایند آلودگیزدایی از بین میبرند (Suresh and Ravishankar, 2004).
به طور کلی گیاهپالایی عبارتست از استفاده از گیاهان شامل درختان و گیاهان علفی (همراه با موجودات ریز همراهشان) برای استخراج، جداکردن و یا سمزدایی آلایندههای خطرناک از خاک، آب و هوا (Kertulis-Tartar et al., 2006). گیاهپالایی شامل پنج فرایند اصلی است: 1) فیلتراسیون ریشهای12: به عنوان استفاده از گیاهان برای جذب کردن و جدا کردن آلایندهها از منبع آلوده شده در ریشهها تعریف میشود. این روش میتواند برای روی، نیکل، مس، کادمیوم، سرب و کروم بکار رود (Tu and Ma, 2002; Zandsalimi et al., 2011)). 2) تثبیت گیاهی13: میزان بازده این روش به توانایی ریشهها برای محدود کردن حرکت آلایندهها در خاک بستگی دارد. در این روش هدف اولیه کاهش مقدار آب تراوش شده از ماتریکس خاک است که باعث آب زهکشی شده خطرناک میشود. یک سیستم ریشهای متراکم خاک را تثبیت کرده و مانع فرسایش آن و گسترش آلودگی میشود (Ma et al., 2001). با اینحال ایراد بزرگ این روش این است که آلایندهها همانطور در خاک باقی میمانند .
3) استخراج گیاهی14: بهترین روش برای برداشت آلودگی از خاک بدون تخریب ساختار و باروری آن است. این روش همچنین انباشت گیاهی15 نامیده میشود که در آن گیاه فلز سنگین را جذب کرده و در بیومس خود رسوب میدهد (Suresh and Ravishankar, 2004). 4) تبخیر گیاهی16: به معنی استفاده از گیاهان برای جذب آلایندهها از خاک، تغییر شکل آنها به فرم فرار و تبخیر به اتمسفر است. 5) تجزیه گیاهی17: به معنی شکستن مواد آلی جذب شده توسط گیاه به ملکولهای سادهتر میباشد گیاهان با استفاده از آنزیمهای خود این تبدیل را انجام میدهند.
کارایی زیاد در سمزدایی و کمپلکس سازی یک ویژگی کلیدی در بیشانباشتگرهاست که به آنها اجازه میدهد مقادیر بسیار زیاد فلزات سنگین را در ارگانهای هوایی خود تغلیظ کنند بدون اینکه علائمی از سمیت را نشان بدهند. این انباشت بسیار زیاد فلز سنگین حتی بیشتر تعجب برانگیز میشود زمانیکه دیده میشود که این انباشت به طور خاص در برگها که فتوسنتز انجام میدهند و برای حیات گیاه ضروری هستند، اتفاق میافتد. سمزدایی و کمپلکسسازی فلزات سنگین در موقعیتهایی مثل اپیدرم، کرکها و حتی کوتیکول انجام میشود و به این ترتیب حداقل آسیب به ماشین فتوسنتزی وارد میشود. برای این منظور گیاه باید غلظت بالای فلز سنگین را از طریق ریشههایش استخراج کند و به بیومس سطحیاش انتقال دهد. فلزات سنگین برداشت شده میتوانند از بیومس گیاه آلوده استخراج شوند (Karimi et al., 2009). فاکتورهایی مثل سرعت رشد، انتخابی بودن عناصر، مقاومت در برابر بیماریها و روش برداشت در استفاده از گیاهان بیشانباشتگر بسیار مهم هستند (Karimi et al., 2010) . با این وجود رشد کند، سیستم ریشهای سطحی و تولید بیومس کم استفاده از گونههای بیشانباشتگر را محدود میکند. از طرف دیگر برای همه فلزات گیاه انباشتگر کشف نشده و همچنین این گیاهان فقط میتوانند در زیستگاههای طبیعیشان استفاده شوند.
1-9 – منطقه آلوده به آرسنیک قروه
بهترین راه دستیابى به محدوده مورد مطالعه جاده آسفالته بیجار – قروه است که از روستاى خسرو آباد واقع در 45 کیلومترى جنوب بیجار با پیمودن 100 کیلومتر به سمت خاورو از طریق روستاهاى جوروندى، احمد آباد و مهدیخان قابل دسترسى مىباشد. از سوى دیگر در 20 کیلومترى جنوب بیجار راهى شنى وجود دارد که با پیمودن 9 کیلومتر به سمت باختر امکان رسیدن به روستاگوندک را میسر مىسازد. (شکل 1-5).

شکل 1-5 . موقعیت راههای دسترسی به منطقه مورد مطالعه در استان کردستان.
1-9-1 – شرایط آب و هوایی
محدوده مورد مطالعه در تابستانها آب و هوایى گرم تا معتدل و در زمستانها آب و هوایى سرد همراه با بارندگى دارد. میزان متوسط بارندگى سالیانه حدود 300 میلى متر مىباشد. بر طبق آمار هواشناسى سال 1998 حداکثر دما در منطقه در مرداد ماه بهْ 32 درجه سانتى گراد و حداقل دما در بهمن ماه به ْ3- درجه سانتىگراد مىرسد و میانگین رطوبت سالیانه 47 درصد مىباشد. جهت عملیات صحرایى ماههاى مناسب از اردبیهشت تا اوایل آبان ماه است.
1-9-2 – منابع آبی
وجود چاهها و چشمههاى متعدد در امتداد درزهها، شکستگىها و گسلها مىتواند در تامین آب ساکنین منطقه تاثیر بسزایى داشته باشد. در برخى مناطق با انجام عملیات زهکشى آب آشامیدنى ساکنین و آب مورد نیاز مزارع و باغها تحت کنترل در آمده است.
مهمترین رودخانههاى منطقه عبارتند از رودخانه تلوار و قزلاوزن که رودخانه تلوار با امتداد شمالى جنوبى از بخشهاى جنوبى منطقه به سمت شمال ادامه داشته و در نهایت به قزل اوزن مىپیوندد و هم اکنون در کوه چنگ الماس، محلى که واحد سنگ آهک میوسن توسط این رودخانه بریده شده، سد تلوار در حال ساخت مىباشد.
1-9-3 – ساختار اجتماعی
نزدیکترین و پرجمعیتترین مرکز اجتماعى و فعالیت مردمى در محدوده مورد مطالعه شهر بیجار است. از سوى دیگر شهر قروه در جنوب این منطقه مرکز دیگر فعالیتهاى اجتماعى و تمرکز مردم محسوب مىشود.
راه آسفالته زنجان- بیجار بعنوان یک جاده ترانزیت، استان زنجان را به استان کردستان پیوند داده و مهمترین راه منطقه مىباشد. از این جاده در شهرستان بیجار راه آسفالته شهرستان تکاب در شمال، راه آسفالته شهرستان دیواندره از باختر و راه آسفالته شهرستان قروه از جنوب منشعب مىشود. راه هاى خاکى بسیار خوبى تمامى روستاهاى منطقه را به یکدیگر و در نهایت به شهرستان بیجار متصل مى نماید.
بخاطر وضعیت ریخت شناسى منطقه کشاورزى رونق خوبى داشته و با ساخت سد تلوار امکانات رفاهى بیشترى در اختیار ساکنین منطقه قرارخواهد گرفت. در نقاط مرتفع زندگى مردم روستایى بصورت عشایرى است و زندگى خود را از راه بافت قالیچه، گلیم و گله دارى مىگذرانند. گویش ساکنین این منطقه بیشتر کردى است (شکل 1-6).

شکل1-6 .زمین ریخت شناسى منطقه شامل واحدهاى کم ارتفاع مارنى پلیوسن، تراورتن و آتشفشانهاى نیمه فعال کواترنرى است.
1-9-4 – تکتونیک و زمینشناسای ساختمانی
براى اولین بار در سال 1968 اشتوکلین زمین شناسى ایران را به چند منطقه یا پهنه ساختارى که داراى وضع زمین ساخت، تاریخچه ساختارى و رسوبى متفاوت هستند تقسیم بندى کرد. منطقه مورد مطالعه بر پایه این تقسیم بندى در پهنه سنندج – سیرجان قرار مىگیرد.
با توجه به تقسیم بندىهاى ارائه شده و شواهد زمین شناسى منطقه مورد مطالعه در پهنه سنندج-سیرجان واقع است. این پهنه در اصل جزئى از ایران مرکزى بوده و از ناآرام ترین و بعبارتى فعالترین پهنههاى ساختمانى ایران بشمار مىرود و فازهاى دگرگونى و ماگماتیسم مهمى را پشت سر گذاشته است.پهنه سنندج- سیرجان را مى توان از ناحیه گلپایگان به دو بخش شمالى و جنوبى تقسیم نمود. بخش شمالى آن پهنه ارومیه- همدان نامیده شده است.
1-9-5 – آتشفشانهاى جوان منطقه در ارتباط با زمین شناسى زیست محیطى قروه-بیجار
بین بیجار و قروه چندین کوه آتشفشانى دیده مىشود که بعضى از آنها در میوسن فوقانى و پارهاى دیگر در پلیئستوسن فعالیت داشتهاند. این آتشفشانها در راستاى خطى با جهت شمال باخترى- جنوب خاورى در پهنه سنندج- سیرجان قرارگرفته و با رشته کوههای زاگرس در حدود یک صد کیلومتر فاصله دارند. بنظر مىرسد که ولکانیسم خطى منطقه بیجار ناشى از فازهاى کششى محلى و نتیجه چرخش میکروپلیتها است، زیرا در بعضى حالتها، فشارش و کشش باهم در یک زمان و در یک منطقه دیده مىشود.سنگهاى ماگمائى کواترنرى بیانگر آخرین تظاهرات ماگمائى ایران مىباشند، این آتشفشانهاى چینهاى طى فازهاى تناوبى گدازهاى و انفجارى و با انباشته شدن مواد خروجى بر روى هم بوجود آمدهاند. و در حال حاضر در مرحله گوگردزایى و فومرولى به سر مىبرند. ماگماى بازیک بر اثر کاهش فشار و افزایش حرارت از ذوب بخشى گوشته فوقانى حاصل شده است. این افزایش حرارت سبب پیدایش گنبد حرارتى در پوسته شده که نتیجه آن ذوب بخشى پوسته و ایجاد ماگماى اسیدى بوده است. آتشفشانهاى میوسن بالایى و کواترنرى در محورقروه- بیجار- تکاب در راستاى خطى موازى با شکستگى زاگرس قرار گرفتهاند و این محور با روند شمال باخترى- جنوب خاورى معادن فعالى مانند داشکسن در خاور قروه و زرشوران در شمال تکاب را در برمىگیرد. عمده کانىهاى موجود در این معادن عبارتند از طلا, استیبنیت, رآلگار, ارپیمنت و سینابر، تشکیل این کانسارهاى جوان را مىتوان در پیوند با محلولهاى گرمابى فعال در منطقه دانست. موقعیت ساختمانى ورابطه نزدیک بین فعالیتهاى آتشفشانى جوان و ارتباط آن با کانىسازى و بروز شرایط هیدروترمالى در منطقه، تاثیرفرآیندهاى مختلف زمین شناسى بر محیط زیست را به نمایش گذاشته و پیدایش چشمههاى تراورتنساز در شمال خاورى قروه، جنوب باخترى بیجار وشمال تکاب با روند شمال باخترى – جنوب خاورى، اثرات نامطلوبى درکیفیت بهداشتى وسلامتى مردم ساکن در ناحیه بر جاى گذاشته است (شکل 1-7).

شکل1-7 . چشمه تراورتنساز باباگرگردر شمال خاورى قروه،جنوب باخترى بیجار.
قدیمىترین سنگهاى مشاهده شده در منطقه اسلیت و ولکانیکهاى کرتاسه هستند و سنگهاى جوانتر بیشتر آهکهاى میوسن مىباشند که با یک پى کنگلومرایى بر روى آنها قرار گرفته و بلندترین ارتفاعات منطقه را تشکیل دادهاند و جدیدترین سازندها شامل بازالتها و رسوبات آبرفتى و رودخانهاى است.
بطورکلى منطقه داراى نواحى کوهستانى مرتفع و بخشهاى تپه ماهورى به نسبت کم ارتفاع است که در این میان بخشهاى مرتفع از واحدهاى سنگ آهک میوسن بصورت ارتفاعات بلند و گاه صخره ساز بویژه در کوه چنگ الماس و اطراف شهرستان بیجار و تپه ماهورهاى به نسبت کم ارتفاع از واحدهاى مارنى- تخریبى پلیوسن تشکیل شده است. مناطق پست و کم ارتفاع مربوط به واحدهاى کواترنرى مىباشند. در نقشه انتشار مقادیر آرسنیک در محدوده قروه – بیجار، تمرکز آلودگى آرسنیک در چشمه گرمابى پیرصالح و چشمه گرمابى باباگرگر قابل توجه بوده که مى توان آن را درارتباط با فعالیتهاى هیدروترمالى جوان منطقه دانست (شکل1-8).

شکل1-8 . مقادیر آرسنیک در محدوده قروه-بیجار.
بررسی انجام شده توسط سازمان آب و فاضلاب روستای استان کردستان و مرکز بهداشت استان در مناطقی از شهرستان قروه نشان داده است که میزان آرسنیک در آب و خاک منطقه بالاتر از حد مجاز میباشد. این منطقه دارای تاریخچه طولانی در ارتباط با آلودگی به آرسنیک و انجام فعالیت‎های معدن کاری است که نتیجه آن آلودگی محیط اطراف معدن و آب‎های سطحی بوده است (Asadi et al., 2000). این مسئله مشکلات زیادی برای ساکنین منطقه ایجاد کرده است. بطوریکه اکثر ساکنین محل، به علت مصرف آبهای آلوده به این عنصر دچار نقص عضو، چین و چروک و ترکهای زیاد در دست، پا و حتی سر و صورت شدهاند. علی رغم این وضعیت آلودگی، پوشش گیاهی منطقه هنوز حفظ شده و از تنوع خوبی برخوردار است. نظر به اینکه تاکنون در باره فلورگیاهی و بحث تجمع آرسنیک در خاک و گیاهان و ارتباط آنها با یکدیگر در این منطقه مطالعه ای صورت نگرفته است، در این تحقیق گونه‎های گیاهی روئیده در منطقه قروه جمع آوری، شناسایی و رابطه آنها با خاک و پتانسیل آنها برای پاکسازی محیط مورد بررسی قرار گرفت.

2 – مواد و روشها
1-2- شناسایی منطقه مورد مطالعه
این پژوهش بر روی نمونههای آب و خاک و گیاه از مناطق آلوده به آرسنیک شهرستان قروه در شمال شرق استان کردستان انجام گردید (شکل 2-1). نمونهبرداری از آب، خاک و گیاهان مرتعی در مراتع شهرستان قروه به همراه مشخصات جغرافیایی آن در جدول 2-1 فهرست شده است. با بررسی منظقه و استفاده از یافتههای سازمان آب و فاضلاب روستایی و مرکز بهداشت استان کردستان در ارتباط با توزیع غلظت آرسنیک در آب و خاک منطقه و با استفاده از دستگاه GPS، چهار ناحیه نمونه برداری با درجه آلودگی ناهمانند انتخاب گردید.

شکل2-1 . موقعیت منطقه مورد مطالعه در قروه.

جدول 2-1 روستاهای بررسی شده در شهرستان قروه.
منطقه مورد مطالعه
طول جغرافیایی
عرض جغرافیایی
نارنجک
48 درجه و 8 دقیقه
35 درجه و 6 دقیقه
باباشیدالله
48 درجه و 10 دقیقه
35 درجه و 8 دقیقه
زنگآباد
48 درجه و 1 دقیقه
35 درجه و 7 دقیقه
حاجیآباد
35 درجه و 8 دقیقه
47 درجه و 58 دقیقه
جذاقیه
48 درجه و 1 دقیقه
35 درجه و 10 دقیقه
داشکسن
48 درجه و 7 دقیقه
35 درجه و 12 دقیقه
باغلوجه
48 درجه و 8 دقیقه
35 درجه و 15 دقیقه
دلبران
35 درجه و 15 دقیقه
47 درجه و 58 دقیقه
باباگرگر
47 درجه و 50 دقیقه
35 درجه و 18 دقیقه
قاسمآباد
35 درجه و 9 دقیقه
47 درجه و 54 دقیقه
دوسر
35 درجه و 6 دقیقه
48 درجه و 2 دقیقه
مهدیخان
47 درجه و 48 دقیقه
35 درجه و 22 دقیقه
اوج بلاغ
47 درجه و 50 دقیقه
35 درجه و 24 دقیقه
قرآغل
47 درجه و 50 دقیقه
35 درجه و 25 دقیقه
شورآب هزاره
47 درجه و 48 دقیقه
35 درجه و 27 دقیقه
گیلکلو
47 درجه و 42 دقیقه
35 درجه و 26 دقیقه
کوه پیریوسف
47 درجه و 40 دقیقه
35 درجه و 26 دقیقه
شادیآباد
47 درجه و 47 دقیقه
35 درجه و 28 دقیقه
عبدلآباد
47 درجه و 46 دقیقه
35 درجه و 29 دقیقه
چراغآباد
47 درجه و 47 دقیقه
35 درجه و 30 دقیقه
فیروزآباد
47 درجه و 45 دقیقه
35 درجه و 34 دقیقه
ناحیه A:
ناحیه A به عنوان منطقهای با بالاترین غلظت آرسنیک در خاک معرفی شد. این منطقه در مراتع اطراف روستای دوسر واقع در جنوب شرقی شهرستان قروه با عرض جغرافیایی 48 درجه و 2 دقیقه و طول جغرافیایی 35 درجه و 6 دقیقه انتخاب گردید (شکل2-2).
ناحیه B:
شدت آلودگی خاک اراضی واقع در ناحیه B به عنصر آرسنیک نسبت به ناحیه A کمتر میباشد. این منطقه در مراتع اطراف روستای باباگورگور واقع در شمال شرقی شهرستان قروه با عرض جغرافیایی 35 درجه و 18 دقیقه و طول جغرافیایی 47 درجه و 56 دقیقه قرار دارد.
ناحیه C:
میزان آلودگی ناحیه C نسبت به ناحیه B کمتر بود. این ناحیه نمونهگیری در روستای قاسمآباد، در شرق شهرستان قروه، در شمال غربی ناحیه A و در جنوب ناحیه B با عرض جغرافیایی 47 درجه و 54 دقیقه و طول جغرافیایی 35 درجه و 9 دقیقه انتخاب شد.

شکل2-2. موقعیت مناطق مورد مطالعه A (روستای دوسر)، B (روستای باباگورگور) و C (روستای قاسم آباد) بر روی نقشه.
2-2 – جمع‎آوری نمونه‎های خاک و گیاه
نمونهبرداری از گیاهان و نمونه‎های خاک در فاصله زمانی اردیبهشت تا مهر ماه سال 1391 صورت گرفت. نمونه‎های گیاهی جمع‎آوری شده با استفاده از فلور ایرانیکا (Rechinger, 1963-1999) و هرباریوم مرکز تحقیقات کشاورزی کردستان شناسایی گردید. پس از شناسایی هر یک از نمونه‎های گیاهی و سه مرتبه شستشو با آب مقطر توسط آون (72 ساعت در دمای 60 درجه سانتی‎گراد) خشک گردید.
نمونه‎های خاک از ناحیه اطراف ریشه گیاهان (عمق 5 تا 10 سانتیمتری) جمع‎آوری گردید. هریک از نمونه‎ها پس از خشک شدن در دمای 50 درجه سانتیگراد، غربال گردید.
3-2- اندازهگیری آرسنیک موجود در نمونه‎های خاک
مقادیر کل و قابل تبادل عناصر موجود در خاک بر اساس روش Reeves و همکاران (1999) اندازه‎گیری شد. برای اندازه‎گیری مقدار کل آرسنیک خاک ابتدا ‎ 2/0 گرم از نمونه‎های خاک (سه تکرار برای هر نمونه) به لوله های ضخیم آزمایش (لوله های کجلدال18) منتقل شد و با 10 میلی‎لیتر از مخلوط اسید کلریدریک / اسید نیتریک با نسبت سه به یک مخلوط شد. لولههای آزمایش به مدت 24 ساعت در زیر هود نگهداری و سپس به حمام شنی با دمای 80 درجه سانتیگراد به مدت 2 ساعت منتقل شدند. پس از سرد شدن محلول حاصل با استفاده از کاغذ صافی (واتمن شماره 9) صاف شده به بالن ژوژه 50 میلی‎لیتری منتقل گردید و به حجم رسید.
جهت آنالیز آرسنیک موجود در نمونه‎ها، 1 میلی‎لیتر از هر نمونه به لوله آزمایش 10 میلی‎لیتری منتقل شد و به‎وسیله مخلوط اسید کلردریک 10 درصد، یدید پتاسیم و اسید آسکوربیک 5 درصد به حجم رسید. نظر به اینکه دستگاه طیف‎سنج جذب اتمی فقط قادر به تشخیص آرسنیت می‎باشد، مخلوط اسید آسکوربیک و اسید کلردریک به نمونه‎ها اضافه شد تا آرسنات موجود در نمونه‎ها به آرسنیت تبدیل شود. پس از 6 ساعت قرارگیری نمونه‎های فوق در دمای محیط، غلظت آرسنیک در هر یک از نمونه‎ها به‎وسیله دستگاه طیف‎سنج جذب اتمی (Shimadzu, 6200) به همراه دستگاه تولید هیدرید (FIG 100) اندازهگیری شد.
2-4- اندازه‎گیری pH خاک
10 گرم خاک غربال شده با 30 میلی‎لیتر آب مقطر به خوبی مخلوط گردید. میزان pH محلول رویی پس از گذشت 30 دقیقه با استفاده از pH متر اندازه گیری شد. این آزمایش نیز برای هر نمونه در سه تکرار انجام شد.
2-5- اندازهگیری آرسنیک موجود در نمونه‎های گیاهی
برای اندازه‎گیری غلظت آرسنیک کل در نمونه‎های گیاهی از روش Meharg and Jardin (2003) استفاده شد. مقدار 2/0 گرم از نمونه‎های برگ به داخل لوله آزمایش منتقل و با 2 میلی‎لیتر از اسید نیتریک غلیظ مخلوط گردید. پس از نگهداری مخلوط حاصل به مدت 24 ساعت در دمای اتاق، 2 میلی‎لیتر آب اکسیژنه به هر نمونه اضافه شد. در مرحله بعد لولههای آزمایش به حمام شنی با دمای 100 درجه سانتی‎گراد به مدت یک ساعت قرار گرفتند سپس به دمای 120 درجه سانتی‎گراد یک ساعت و سپس به دمای 140 درجه سانتی‎گراد تا بخار شدن کل اسید نیتریک موجود در نمونه منتقل شدند. پس از سرد شدن، هر یک از نمونه‎ها به‎وسیله مخلوط اسید کلردریک 10درصد، یدید پتاسیم 10 درصد و اسید آسکوربیک 5 درصد رقیق شد و آرسنیک موجود در آن به‎وسیله دستگاه طیف‎سنج جذب اتمی (Shimadzu, 6200) به همراه دستگاه تولید هیدرید (FIG 100) اندازه‎گیری شد. . این آزمایش نیز برای هر نمونه در سه تکرار انجام شد.
2-6- آنالیز آماری داده‎ها
آنالیز آماری کلیه داده‎ها با استفاده از نرم افزار SPSS (نسخه 13) انجام شد. از آزمون Tukey-t test برای مقایسه میانگین‎های دوتایی داده‎های خاک استفاده شد. همچنین، از ضریب همبستگی پیرسون برای ارزیابی میزان همبستگی غلظت عناصر در گیاه و خاک استفاده شد.
3- نتایج و بحث
گیاهپالایی عناصر سمی تحت تاثیر فاکتورهای مختلفی قرار میگیرد. شرایط آب و هوایی، مورفولوژی و فیزیولوژی گیاهی، شدت آلودگی و ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک بر میزان جذب و انباشتگی آرسنیک موثر میباشد. نتایج بدستآمده از آزمایش ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک مناطق نمونهبرداری مورد بررسی و غلظت آرسنیک خاک در مناطق A، B ، C مورد تجزیه و تحلیل آماری قرار میگیرد. سپس به بررسی نتایج و مشاهدههای مربوط به تجزیه و تحلیل دادههای آماری مربوط به اثر فاکتورهای مورد بررسی بر غلظت آرسنیک عصاره نمونههای گیاهی پرداخته شده و جهت بررسی بهتر مشاهدات به نمایش نمودار و منحنی تغییرات غلظت آرسنیک در گیاهان مرتعی خواهیم پرداخت. در این پژوهش، ویژگیهای شیمیایی نمونههای آب مناطق مورد بررسی و سپس به مقایسه میانگین غلظت آرسنیک آبهای سطحی و مقایسه آنها با حد مجاز آرسنیک آب آشامیدنی پرداخته میشود. نتایج بدستآمده از آزمایش ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک مناطق نمونهبرداری مورد بررسی و غلظت آرسنیک خاک در مناطق و فصول مختلف مورد بررسی و تجزیه و تحلیل آماری قرار میگیرد. سپس به بررسی نتایج و مشاهدههای مربوط به تجزیه و تحلیل دادههای آماری مریوط به اثر فاکتورهای مورد بررسی بر غلظت آرسنیک عصاره نمونههای گیاهی پرداخته شده و جهت بررسی بهتر مشاهدات به نمایش نمودار و منحنی تغییرات غلظت آرسنیک در گیاهان مرتعی خواهیم پرداخت و در نهایت جهت بررسی دقیقتر موضوع، اثر تیمارهای مختلف بر ضریب انتقال (ASTC) توسط تیمارهای گیاهی (با حذف اثر غلظت آرسنیک خاک) تجزیه و تحلیل خواهد شد.
-1-3آرسنیک آب
-1-1-3آنالیز آرسنیک آب و برخی ویژگیهای شیمیایی آن
آبهای سطحی (چشمههای آب) موجود در مناطق مورد مطالعه پس از نمونه برداری مورد آنالیز شیمیایی قرار گرفت. به عنوان مثال، در شکل 3-1 میزان اسیدیته (pH) آب سه ناحیه A، B و C نشان داده شده است. اسیدیته آب مناطق نمونهبرداری شده در سطح آماری 0.05 تفاوت معنیداری را نشان نداد.

شکل3-1. میزان اسیدیته (PH) در سه ناحیه نمونه برداری شده (روستای دوسر=A، روستای باباگورگور= B و روستای قاسم آباد=C).
غلظت آرسنیک در آب چشمه نواحی مورد مطالعه تفاوت چشمگیری با هم داشت. ناحیه نمونهبرداری اثر معنیداری بر میانگین غلظت آرسنیک نمونههای آب داشت (p<0.05). مقایسه میانگین دادههای بدست آمده نشان داد که بین نواحی نمونه برداری در سطح 5 درصد اختلاف معنیداری وجود داشت. شدت آلودگی آبهای نمونه برداری شده از ناحیه A نسبت به نواحی B و C بیشتر بود و اختلاف معنیداری بین ناحیه A نسبت به نواحی B و C از نظر میانگین غلظت آرسنیک آب وجود داشت. میانگین غلظت آرسنیک کل از آب چشمه دوسر (ناحیه A)، آب سمی روستای باباگورگور (ناحیه B)، چشمه روستای قاسمآباد (ناحیه C) به ترتیب 168.13، 112.02 و 19 میکروگرم بر میلی لیتر بود. شدت آلودگی آبهای سطحی در ناحیه A،9 برابر ناحیه C و 5/1 برابر ناحیه B بود. این نسبت برای ناحیه B، 6 برابر ناحیه C بود. با توجه به حد مجاز کمتر از 10 میکروگرم آرسنیک در هر لیتر آب آشامیدنی گزارش شده توسط سازمان جهانی (WHO) غلظت آرسنیک آب نمونه برداری شده، هر سه چشمه بیشتر از حد مجاز دارای غلظت آرسنیک بودند.

شکل 3-2. غلظت آرسنیک آبهای سطحی مناطق نمونه برداری بر حسب میکروگرم بر میلیلیتر (ناحیه A= چشمه روستای دوسر، ناحیه B= آب آلوده روستای باباگورگور، ناحیه C= چشمه روستای قاسم آباد).
نتایج آنالیز شیمیایی 58 نمونه آب جمعآوری شده از منطقهای به مساحت 500 کیلومتر مربع شامل 29 روستا از توابع شهرستان قروه نشان داد که بیشتر از 70 درصد آبهای سطحی منطقه مورد مطالعه دارای غلظت آرسنیک بالای 10 میکروگرم بر لیتر میباشد (شکل 3-3). از 29 روستای مورد مطالعه بیشترین میزان آلودگی مربوط به 20 روستا بوده که سطحی برابر 370 کیلومتر مربع را شامل میگردد. بالاترین میزان آلودگی مربوط به چشمههای آب روستای دوسر و باباگورگور بود. مهدی خان، دلبران، گیلکلو- حسن آباد، 2 کیلومتری باباگورگور به زرین آباد چشمه – سمت راست در ردههای بعد، قرار داشتند. شدت آلودگی آبهای سطحی و زیرزمینی هیچکدام از روستاها پایین تر از حد مجاز آرسنیک آب شرب نبود(μg/l 10>).

شکل 3-3. غلظت آرسنیک در آب های سطحی (چشمه) و زیرزمینی (چاه های آب) روستاهای مورد مطالعه.
نتایج پژوهش های مختلف نشان داده که آرسنیک حتی در غلظت های پایین نیز برای سلامتی انسان خطرناک است. افرادی که برای مدت زیادی در معرض آرسنیک هستند دچار سوزش معده و روده، کاهش تولید گلبول های قرمز و سفید خون، صدمات پوستی و سوزش شش ها شوند. علاوه بر آن آرسنیک عامل ایجاد سرطان پوست، ریه، غدد لنفاوی و کبد در انسان است, 2008) Naidu and Bhattacharya). شواهد موجود و نتایج پژوهش های مرکز بهداشت استان کردستان و دانشگاه علوم پزشکی استان نشان داده که بیشتر ساکنین منطقه مورد مطالعه دچار نارحتی های پوستی بوده و سرطان های پوست و خون در منطقه رایج است که عامل اصلی آن مصرف آب های آلوده به مدت طولانی است. حضور آرسنیک در خاک بیشتر از طریق منابع ژئوژنیک و آنتروژئوژنیک می باشد. به نظر می رسد عامل اصلی آلودگی آب در منطقه قروه ژئوژنیک بوده و ناشی از وجود ترکیبات معدنی آرسنیک دار موجود در سنگ های مادری منطقه باشد. آرسنیک موجود در ترکیبات معدنی خاک، به مرور زمان وارد محلول خاک شده و ضمن بارندگی و آبیاری از خاک شسته شده، به آبهای سطحی و زیرزمینی می رسند و سبب آلودگی این آب ها می گردند. تشکیلات زمین شناسی منطقه مورد مطالعه بیشتر مربوط به دوران سوم زمین شناسی بوده و تشکیلات آهکی دوران سوم نیز در این منطقه حضور دارد. کیفیت آب های زیر زمینی منطقه قروه به علت وجود تشکیلات مارن گچ دار، بسیار پایین می باشد که بیانگر حلالیت بالای مواد مادری خاک های منطقه می باشد.
3–2 آرسنیک خاک
-1-2-3آنالیز برخی ویژگی های فیزیکی و شیمیایی خاک مناطق مورد مطالعه
ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک از عوامل مهمی هستند که در قابل دسترس بودن عنصر آرسنیک برای گیاهان اهمیت ویژهای دارند. به عنوان مثال بافت خاک از جمله ویژگیهای فیزیکی خاک است. سمیت آرسنیک در خاکهای با بافت لومی نسبت به خاکهای رسی کمتر است. اسیدیته خاک، درصد ماده آلی، ظرفیت تبادل کاتیونی از جمله ویژگیهای شیمیایی خاک هستند که در قابل دسترس بودن آرسنیک خاک برای گیاه اهمیت ویژهای دارند. علاوه بر آن حضور عناصر دیگر در خاکهایی که بطور طبیعی آلوده هستند ممکن است جذب آرسنیک توسط گیاه را تحت تاثیر قرار دهند. جذب آرسنیک خاک رابطه عکسی با اسیدیته یا pH خاک دارد. با افزایش pH خاک میزان جذب آرسنات بوسیله گیاه کاهش مییابد. بنابرین در این پژوهش برخی از ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک مناطق مورد مطالعه از قبیل درصد ذرات شن (Sand)، سیلت (Silt) و رس (Clay)، درصد مواد خنثی شونده یا آهک (TNV)، درصد کربن آلی (OC)، درصد رطوبت اشباع خاک (SP)، اسیدیته (pH)، هدایت الکتریکی عصاره گل اشباع (EC) بر حسب دسی زیمنس بر متر و غلظت فسفر قابل جذب (P) ، پتاسیم (K) و سدیم (Na) بر حسب میلی گرم بر کیلوگرم خاک و میانگین غلظت آرسنیک بر حسب میلی گرم بر کیلوگرم خاک اندازهگیری شد که نتایج برخی از آنها در جدول 3-1 آورده شده است.
جدول 3-1. آنالیز شیمیایی و مقایسه میانگین برخی از ویژگیهای فیزیکی و شیمیایی خاک اراضی مورد مطالعه در مناطق A، B و C.
As
P

TDS
EC
PH
SP
OC
درصد ذرات خاک
ناحیه نمونه برداری

K
Na

Clay
Silt
Sand

ppm
ppm
ppm
ppm
(Mg/l)
(ds/m)

%
%
%
%
%

8175
07/19
9/14
2/5
67/732
221/1
39/7
5/47
56/0
22
14
64
A
7/762
99/17
9/12
6/1
83/863
44/1
80/7
25/42
26/1
14
35
51
B
65/14
38/13
8/11
2/1
5/824
337/1
91/7
4/49
94/0
22
40
38
C

3-2-2- آنالیز آرسنیک خاک مناطق مورد مطالعه
در شکل 3-4 غلظت آرسنیک کل عصاره خاک اراضی مورد مطالعه و مقایسه میانگین غلظت آرسنیک خاک در مناطق مورد مطالعه آورده شده است. بطوریکه مشاهده میگردد شدت آلودگی خاک اراضی روستای دوسر (ناحیه A ) نسبت به خاک اراضی روستاهای باباگورگور (ناحیه B) و قاسم آباد (ناحیه C) بیشتر بود.

شکل 3-4. غلظت آرسنیک برحسب میلیگرم بر کیلوگرم در سه منطقه نمونه برداری شده: روستای دوسر ( ناحیه A)، روستای باباگورگور (ناحیه B) و روستای قاسم آباد (ناحیه C).
نسبت غلظت آرسنیک عصاره خاک در ناحیه A : B : C به ترتیب 582: 11: 1 بود به این معنی که شدت آلودگی خاک ناحیه A به عنصر آرسنیک، 582 برابر ناحیه C و 11 برابر ناحیه B بود. اختلاف شدت آلودگی خاک ناحیه A و B نسبت به ناحیه C کمتر بود. ناحیه نمونهبرداری اثر معنیداری بر شدت آلودگی خاک به عنصر آرسنیک داشت (p≤0.05). در سطح آماری 5 درصد اختلاف معنی داری بین شدت آلودگی خاک مناطق A و B با ناحیه C وجود داشت همچنین اختلاف میانگینها برای A و B نیز معنیدار بود. میانگین غلظت آرسنیک مجاز در خاک اراضی کشاورزی کمتر از 40 میکروگرم بر گرم خاک میباشد (Larsoson et al., 1994).
در این تحقیق، غلظت‎های بالای آرسنیک محلول و کل در خاک روستای دوسر (ناحیه A )نشان از حضور مقادیر بالای ترکیبات آرسنیک، هوادهی مناسب به مدت طولانی و ترکیبات فیزیکوشیمیایی مناسب خاک این قسمت می‎باشد. نمونه‎های خاک نواحی B و C که دارای غلظت کل آرسنیک کم، بافت های رسی بیشتر و مواد آلی بیشتری نسبت به قسمت‎های دیگر هستند، حاوی مقادیر کمتر آرسنیک محلول در آب می باشند.
موقعیت جغرافیایی منطقه C نسبت به دو منطقه دیگر متفاوت است و در فاصله دورتری نسبت به مناطق B و A قرار گرفته است، تمرکز آلودگی خاک به عنصر آرسنیک بیشتر در محدوده مناطق B و A می باشد. هر چه از منطقه C به منطقه Aنزدیک می شویم، شدت آلودگی خاک افزایش می یابد. با توجه به آنکه در مناطق مورد مطالعه هیچگونه فعالیت استخراج معادن وجود نداشته و میزان مصرف سموم دفع آفات و حشره کش ها در منطقه یکسان بوده بنابراین می توان نتیجه گرفت که عامل آلودگی خاک در منطقه ناشی از عوامل طبیعی و مواد مادری (عامل ژئوژنیک) می باشد. تمرکز آرسنیک حاصل از سنگ های مادری حاوی ترکیبات آرسنیک دار در منطقه A و B نسبت به منطقه C بیشتر است و هرچه از منطقه A دورتر می شویم میزان سنگ های مادری حاوی آرسنیک کاهش می یابد. ازطرفی موقعیت جغرافیایی منطقه C نسبت به دو منطقه دیگر متفاوت است و در فاصله دورتری نسبت به مناطق B و A قرار گرفته است، تمرکز آلودگی خاک به عنصر آرسنیک بیشتر در محدوده مناطق B و A می باشد.
نتایج پژوهش های مختلف نشان داده است که اسیدیته یا pH خاک یکی از عوامل مهم دیگری است که در تعیین وضعیت و فرم آرسنیک خاک اهمیت دارد. در خاک‎های اسیدی، اکسید‎های آهن و آلومینیوم از باند کننده های اولیه آرسنات هستند(O'Neill, 1995). در خاک‎های بازی، آرسنات به‎وسیله اکسیدکلسیم باند می‎شود و البته قدرت جذبی آرسنات به اکسید کلسیم کمتر از آهن و آلومنیوم در pH های پایین می‎باشد (O'Neill, 1995). بنابراین نمونه‎های خاک منطقه دوسر با داشتن pH خنثی (1/6-4/7) وضعیت مناسبی برای محلول شدن آرسنیک در خاک و قابل دسترس بودن آن برای گیاهان را دارند.
درصد ترکیبات آلی موجود در قسمت های مختلف خاک دارای الگویی متفاوت از میزان آرسنیک کل می‎باشد. بیشترین درصد ترکیبات آلی مربوط به نمونه خاک B و C وکمترین آن به خاک‎A می باشند که اختلاف معنی‎داری با تمام گروه‎های دیگر خاک دارد. میزان کل فسفر خاک در نمونه‎های خاک ارتباط مستقیمی با افزایش غلظت آرسنیک در این نمونه‎ها دارد. بیشترین میزان فسفر کل در نمونه خاک‎ Aدیده می‎شود.
از جمله عوامل مهم دیگری که در باند شدن آرسنات (فرم غالب آرسنیک درخاک) در خاک‎های مختلف نقش موثری دارد، فسفات می‎باشد (Tu and Ma, 2003 ). به خاطر تشابه شیمیایی آرسنات و فسفات، این دو آنیون شدیداً با یکدیگر نه فقط برای واکنش‎های غیر اختصاصی تبادل آنیونی بلکه در باند شدن به کمپلکس‎های اختصاصی درسطح خاک نیز رقابت می‎کنند (به عنوان مثل هیدروکسیدهای آلومینیوم و آهن). افزایش فسفات خاک منجرب آزاد شدن آرسنیک در خاک و برعکس می‎شود. رقابت فسفات و آرسنات تنها به بافت خاک ختم نمی‎شود بلکه آنها برای اتصال به باندکننده های موجودات زنده مانند ریشه گیاه نیز با یکدیگر رقابت می‎کنند. بالا بودن غلظت فسفر در نمونه‎های خاک A و اختلاف معنی‎دار آن با نمونه‎های دیگر B و C می تواند دلیل مهم دیگری بر زیاد بودن آرسنیک محلول و قابل دسترس در این نمونه‎های خاک باشد.
جدول 2-1 همچنین نسبت بافت‎های مختلف خاک را به صورت درصدی از کل ترکیبات آن نشان می‎دهد. در خاک A درصد رس (60) بیشتر از درصد شن (26) می‎باشد. به طوریکه شرایط بر عکس این حالت در خاک ناحیه C دیده می‎شود. وجود اختلاف بین بافت خاک در نمونه های خاک برداشت شده(A تا C) در منطقه قروه نشان از اختلاف در معدنی شدن و هوازدگی سنگ‎های موجود می‎باشد.

بنابراین نتایج مطالعات فوق به وضوح نشان می‎دهد که مقادیر قابل دسترس هر عنصر تنها به مقدار کل آن در خاک بستگی ندارد بلکه عوامل دیگری نیز مانند خواص شیمیایی عنصر، ترکیبات معدنی حاوی عنصر، اسیدیته خاک، پتانسیل اکسید و احیاء خاک، نوع بافت خاک و میزان فسفر خاک در این امر اثر گذار می باشند.
3-3- آرسنیک گیاه
3-3-1- گونههای گیاهی جمعآوری شده در منطقه مورد مطالعه
در این مطالعه تعداد 28 گونه مختلف گیاهی در 61 ناحیه مورد مطالعه در فصل تابستان جمعآوری و شناسایی شد. در جدول 4-2 نام، نام علمی، فارسی و تیره گیاهان مورد مطالعه آورده شده است. در فصل تابستان به دلیل خشکسالی تنوع گیاهان مرتعی در منطقه بسیار کم بود بطوریکه تنها 12 گونه در مناطق مورد مطالعه (نواحی A، B و C) ، شناسایی و نمونه برداری شد؛ که عبارت بودند کاهوئک serriola Lactuca، Elymus، شاه افسر زرد (Melilotus officinalis) ، خارشتر (Alhagi persarum)، پونه Mentha) (longifolia، قندرون (Chondrilla juncea)، خاکشیر (Descurainia sophia)،افدرا یا ریش بز(Ephedra major) ،خردل وحشی (Crozophora tinctoria)، نی) (Phragmites austrialis، بارهنگ نیزه ای(Phlantago lanceolafa)، لوبیای قرمز (Phaseolus Coccineus). گیاهان نمونه برداری شده پس از شناسایی، مورد تجزیه شیمیایی جهت اندازهگیری میزان آرسنیک انباشته شده در اندامهای هوایی قرار گرفت.

جدول 3-2. تیره، نام علمی و فارسی گیاهان مورد مطالعه.
تیره
گونه گیاهی
نام فارسی
ردیف
Asteraceae
Lactus serriola
کاهوئک
1
Fabaceae
Melilotus officinalis
شاه افسر زرد
2
Papilionaceae
Alhagi persarum
خارشتر
3
Lamiaceae
Mentha longifolia
پونه
4
Asteracea
Chondrilla juncea
قندرون
5
Brassicaceae
Descurainia sophia
خاکشیر
6
Poaceae
Elymus
_____
7
Solanaceae
Lycopersium esculentum
گوجه فرنگی
8
Papilionaceae
Medicago sativa
یونجه
9
Compositae
Acroptilon repens
تلخه
10
Asparagaceae
Asparagus
مارچوبه
11
Brassicaceae
Raphanus
ترب
12
Typhaceae
Typha latifolia
لویی
13
Chenopodiaceae
Salsola kali
علف شور
14
Papilionaceae
Sophora aleupecuroides
تلخ بیان
15
Papilionaceae
Astragalus
گون
16
Compositae
Centaurea iberica
گل گندم
17
Amaranthaceae
Amaranthus rotreflexus
تاج خروس
18
Fabaceae
Phaseolus Coccineus
لوبیای قرمز
19

Noaea mucronata
خارکو
20
Poaceae
Phragmites australis
____
21
Juncaceae
Juncus inflexus
سازو
22
Solanaceae
Solanum tuberosum
سیب زمینی
23
Euphorbiaceae
Crozophora tinctoria
خردل وحشی
24
______
Aethionema grandiflora
______
25
Boraginaceae
Heliotropium spp.
آفتاب پرست
26
Plantaginaceae
Plantago Lanceolata
بارهنگ
27
Ephedraceae
Ephedra major
افدار یا ریش بز
28

3-3-2- غلظت آرسنیک در نمونههای گیاهی
نتایج حاصل از آنالیز غلظت آرسنیک کل در بخش هوایی گونههای گیاهی جمع آوری شده در شکل 3-5 آورده شده است. بر اساس نتایج بین گونههای گیاهی اختلاف معنی داری در غلظت آرسنیک عصاره گیاهی وجود داشت (87/2 تا 5/876 میکروگرم بر گرم وزن خشک گیاه). کمترین میزان قدرت تجمع آرسنیک مربوط به گیاه Lycopersium esculentum (گوجه فرنگی) با میزان 87/2 و بیشترین میزان قدرت تجمع مربوط به گونه Ephedra major (افدار) با میزان 5/876 بود. میزان بالای تجمع آرسنیک در گیاه Ephedra major نشاندهنده توانایی بالای این گونه گیاهی در جذب و انباشتگی آرسنیک میباشد. گیاهان بعدی با قدرت تجمع آرسنیک بالا شامل: Typha latifolia (79.35μg/g)، Acroptilon repens (75.74 μg/g) و Crozophora tinctoria (38.13 μg/g) بودند. این گیاهان دارای توانایی انباشت بیشتر آرسنیک نسبت به گونه های دیگر بودند. میانگین غلظت آرسنیک در بخش هوایی این چهار گونه گیاهی بالاتر از 30 میکروگرم بر گرم وزن خشک گیاه بود. این گیاهان غلظت های نسبتاً بالای آرسنیک را در بخش هوایی خود انباشت کرده بودند که نشان دهنده این واقعیت است که این گیاهان علاوه بر سازش با غلظت بالای آرسنیک در محیط، توانایی تجمع آرسنیک در اندام های خود را نیز دارند. در مقابل توانایی بسیاری از گیاهان مورد مطالعه در این پژوهش در جذب و انباشتگی آرسنیک بسیار پایین بود، بطوریکه غلظت آرسنیک در 38 درصد از گونه های گیاهی جمع آوری شده، کمتر از 2 میکروگرم بر گرم وزن خشک می باشد، به این معنی که قدرت این گیاهان در پالایش خاک و گیاه پالایی آرسنیک بسیار پایین بود.
شکل 3-5. تغییرات میانگین غلظت آرسنیک (برحسب میکروگرم بر گرم وزن خشک گیاه) در بخش هوایی گونههای گیاهی جمعآوریشده.
غلظت‎های بالای آرسنیک در خاک های معدنی در گیاهان منعکس نمی‎شود به عبارتی دیگر گیاهان به طور یکسان قادر به انباشت آرسنیک در ریشه‎ها و ساقه‎های خود نیستند که این حالت می‎تواند به دلیل خصوصیات فیزیکوشیمیایی خاک ‎باشد که آرسنیک را از دسترس گیاه خارج می‎کند .(Meharg, 2003) محلول بودن آرسنیک و تشکیل فرم های مختلف آن در خاک که عوامل اصلی دردسترس بودن و سمیت آن برای گیاهان هستند، به‎وسیله عوامل مختلفی تحت تاثیر قرار می گیرند . این عوامل عبارتند از مقادیر کل یا قابل تبادل آرسنیک در خاک، منبع آلودگی، بافت خاک، ترکیبات معدنی خاک، اسیدیته خاک، میزان مواد آلی، گونه گیاهی ، سن گیاه و اقلیمی که گیاه در آن رشد می‎کند (Anawar et al., 2006). اگرچه افزایش جذب آرسنیک توسط گیاه به عوامل مختلفی بستگی دارد ولی به طور کلی با افزایش غلظت آرسنیک خاک، آرسنیک موجود در گیاه نیز افزایش می یابد Karimi et al., 2013a)) . ضریب رگریسیون رابطه خطی غلظت آرسنیک در Ephedra major و خاک (001/0P< ،371/0 =R2)،و بقیه گیاهان بررسی شده (001/0P< ،221/0 =R2) می‎باشد. اختلاف بین همه این خطوط رگرسیون در سطح 05/0 معنی‎دار می‎باشد. چنین حالتی نشان می‎دهد که با افزایش غلظت آرسنیک در خاک افزایش غلظت آرسنیک در گیاه Ephedra به‎طور معنی‎داری بیشتر از بقیه گیاهان مورد بررسی است.
برخی از گونه‎های انباشت‎گر یا بیش انباشت‎گر آرسنیک توانایی تغییر آرسنیک موجود در بافت خاک به صورت محلول در دارند. این گیاهان قادرند با تغییر pH ریزوسفر یا پتانسیل اکسید و احیاء و آزاد کردن ترکیبات باند کننده، آرسنیک موجود درخاک را به داخل ریشه جذب و آن را به قسمت‎های هوایی منتقل کنند ((Karimi et al., 2013b. در این مطالعه عامل مهمی که به تنهایی بتواند بر قابل دسترس بودن آرسنیک در گیاهان مهم باشد، یافت نشد . پس می‎توان نتیجه گرفت که جذب آرسنیک به‎وسیله گیاهان می‎تواند به‎وسیله ترکیبی از مجموعه عوامل انجام شود. به طوریکه تعداد زیادی از فاکتورهای ذکر شده شرایطی را در نمونه‎های خاکی A ایجاد می‎کنند که نتیجه آن افزایش میزان آرسنیک قابل دسترس و موجود در بافت های هوایی گیاهان رشدکرده در این قسمت نسبت به قسمت های دیگر می‎باشد. از طرفی گیاهان با رشد در مناطق آلوده به آرسنیک سازش های ژنتیکی پیدا می‎کنند که آنها را قادر می سازد غلظت‎های بالای آرسنیک را تحمل کنند.
به طور کلی با توجه به موارد ذکر شده نتیجه گیری می‎شود میزان در دسترس بودن آرسنیک در منطقه آلوده قروه در قسمت‎های B و C کم می‎باشد که دلیل آن تجزیه خیلی کم ترکیبات معدنی آرسنیک (اُرپیمان) و آزاد شدن آرسنیک در این مناطق می‎باشد. در منطقهA به دلیل قرار گیری در پایین معدن، شستشوی ترکیبات معدنی به وسیله آب باران و تجمع رسوبات مختلف در آن، همچنین بالا بودن ترکیبات آلی خاک، pH و بافت مناسب خاک، شرایطی ایجاد شده است که میزان آرسنیک قابل دسترس در این خاک ها زیاد بوده و این حالت ارتباط مستقیمی با غلظت آرسنیک در قسمت های هوایی گیاهان رشد کرده در این منطقه دارد.

مطالعات انجام شده در این پژوهش بر روی 12 نمونه گیاه بررسی شده، نشان داد که گیاه Ephedra major به عنوان انباشت گر خوب آرسنیک، قادر است در محیط های با غلظت بالای آرسنیک بدون بروز عوارض سمیت رشد کند. با بررسی غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاهان، توزیع آنها در نواحی نمونه برداری و نسبت آرسنیک موجود در برگ گیاه به آرسنیک خاک و بیومس گیاهان ذکر شده، به این نتیجه رسیدیم که گیاه Ephedra major بهترین گزینه مقاومت و تجمع آرسنیک میان همه گیاهان جمع آوری شده است و گیاهان Typha latifolia ، Acroptilon repens و Crozophora tinctoria در مرحله بعد قرار دارند.
توانایی گیاه پالایی گیاهان منطقه قروه
برای پاکسازی خاک‎های آلوده به آرسنیک یا فلزات دیگر، لازم است از گیاهان مقاوم به خشکی با رشد سریع، بیومس زیاد، توانایی بالا در تجمع عنصر و توزیع زیاد در منطقه آلوده به آرسنیک استفاده شود (Suresh and Ravishanker, 2004). در منطقه قروه، نمونه‎های خاک A،B و C در برخی موارد دارای غلظت‎های بالای آرسنیک بوده به طوریکه استفاده از گیاهان برای پاکسازی این منطقه به مدت زمان طولانی نیاز دارد.
بر اساس نتایج بدست آمده گونه‎های گیاهی که کارایی خوبی در کاهش آرسنیک خاک دارند عبارتند از Ephedra major، Typha latifolia ، Acroptilon repens و Crozophora tinctoria که در این میان گونه گیاهی Ephedra major به دلیل دارا بودن بیوماس بیشتر، قدرت تکثیر و توزیع زیاد در منطقه آلوده و غلظت بالای آرسنیک در قسمت های هوایی پتانسیل بیشتری برای گیاه پالایی نسبت به سایر گونه‎های ذکر شده دارد. البته به دلیل کمپلکس بودن ترکیب خاک و نامشخص بودن همه عوامل موثر در تجمع آرسنیک به‎وسیله این گیاه مطالعات بیشتری در محیط‎های هیدروپونیک و خاک جهت تشخیص مکانیسم های این گیاه در تجمع آرسنیک نیاز است.
نتیجه گیری :
1- نتایج آنالیز شیمیایی 58 نمونه آب جمع آوری شده از منطقه ای به مساحت 600 کیلو متر مربع، شامل 29 روستا، از توابع شهرستان قروه نشان داد که بیشتر از 70 درصد آب های سطحی منطقه مورد مطالعه دارای غلظت آرسنیک بالای 10 میکروگرم بر لیتر غلظت مجاز آرسنیک آب آشامیدنی گزارش شده توسط سازمان بهداشت جهانی می باشد. از 29 روستای مورد مطالعه بیشترین میزان آلودگی مربوط به 20 روستا بوده که سطحی برابر 370 کیلومتر مربع را شامل میگردد. بالاترین میزان آلودگی مربوط به چشمههای آب روستای دوسر و باباگورگور بود. مهدی خان، دلبران، گیلکلو- حسن آباد، 2 کیلومتری باباگورگور به زرین آباد چشمه – سمت راست در ردههای بعد، قرار داشتند. شدت آلودگی آبهای سطحی و زیرزمینی هیچکدام از روستاها پایین تر از حد مجاز آرسنیک آب شرب نبود(μg/l 10>).

2- ناحیه نمونه برداری اثر معنی داری بر غلظت آرسنیک خاک مناطق مورد مطالعه داشت. بیشترین میزان آرسنیک خاک مربوط به اراضی روستای دوسر در ناحیه A بود. خاک اراضی روستای قاسم آباد (ناحیه C) کمترین میزان آرسنیک را داشته و در سطح آماری 5 درصد اختلاف معنی داری بین شدت آلودگی خاک مناطق A ، B و ناحیه C وجود داشت (P<0.05).
3- مقایسه تغییرات شدت آلودگی آب و خاک مناطق سه گانه به عنصر آرسنیک نشان داد که شدت تغییرات آلودگی نواحی نمونه برداری به عنصر آرسنیک در نمونه های خاک بیشتر از نمونه های آب است. هرچه از ناحیه A به طرف ناحیه C نزدیک می شویم شدت آلودگی خاک و آب کاهش پیدا می کند اما سرعت کاهش آلودگی خاک نسبت به نمونه های آب بیشتر است. اختلاف میزان آلودگی خاک و آب در ناحیه C نسبت به دو ناحیه دیگر کمتر بود و بیشترین اختلاف سطح غلظت آرسنیک آب و خاک در ناحیه B مشاهده گردید، با این حال سطح آلودگی خاک بسیار بالاتر از آب شد.
مقایسه گونه های گیاهی نمونه برداری شده از مناطق آلوده نشان داد که نسبت جذب و انتقال آرسنیک از خاک مناطق آلوده بوسیله گیاه Ephedra major نسبت به گونه های گیاهی دیگر بیشتر است. مطالعات انجام شده در این پژوهش بر روی 12 نمونه گیاه بررسی شده، نشان داد که گیاه Ephedra major به عنوان انباشت گر خوب آرسنیک، قادر است در محیط های با غلظت بالای آرسنیک بدون بروز عوارض سمیت رشد کند. با بررسی غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاهان، توزیع آنها در نواحی نمونه برداری و نسبت آرسنیک موجود در برگ گیاه به آرسنیک خاک و بیومس گیاهان ذکر شده، گیاه Ephedra major بهترین گزینه مقاومت و تجمع آرسنیک میان همه گیاهان جمع آوری شده است و گیاهان Typha latifolia ، Acroptilon repens و Crozophora tinctoria در مرحله بعد قرار دارند.
4- نتیجه نهایی اینکه با بررسی غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاهان، توزیع آنها در نواحی نمونه برداری و نسبت آرسنیک موجود در برگ این گیاهان به آرسنیک خاک و بیومس گیاهان ذکر شده و در مقایسه با گیاهان مورد بررسی در این پژوهش گیاه Ephedra major با انباشتگی بیش از 800 میکروگرم آرسنیک در هر هر گرم وزن خشک، بهترین گزینه مقاومت و تجمع آرسنیک معرفی می شود.

* فهرست منابع (Works Cited):
Abedin M.J., Cresser M.S., Meharg A.A., Feldmann J. and Cotter H.J. (2002a) Arsenic accumulation and metabolism in rice (Oryza sativa L.). Environmental Science Technology, 36:962-968.
Abedin M.J., Feldmann J. and Meharg A.A. (2002b) Uptake kinetics of arsenic species in rice plants. Plant Physiology, 128:1120-1128.
Anawar H.M., Garcia-Sanchez A., Murciego A. and Buyolo T. (2006) Exposure and bioavailability of arsenic in contaminated soils from the La Parrilla mine, Spain. Environmental Geology, 50:170-179.
Anderson L. and Walsh M.M. (2007) Arsenic uptake by common marsh fern Thelypteris palustris and its potential for phytoremediation. The Science of the Total Environment, 379: 263-265.
Bachofen R., Birch L., Buchs F.P., Flynn I., Gaudenz J. and Tahedl H. (1995) Volatilization of arsenic compounds by microorganisms. In: Hinche RE, Means JL, Burris DR, editors. Bioremediation of inorganics. olumbus Battelle Press: 103-108.
Baker A.J.M. and Brooks R. R. (1989) Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallicelements-A review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biorecovery, 1:81-126.
Barati A.H, Maleki.A and Alasvand.M (2010) Multi-trace elements level in drinking water and the prevalence of multi-chronic arsenical poisoning in residents in the west area of Iran. Science of the Total Environment, 408:1523-1529.
Bhattacharjee H. and Rosen B.P. (2007) Arsenic metabolism in prokaryotic and eukaryotic microbes. In: Nies DH, Silver S, eds. Molecular microbiology of heavy metals. Berlin, Germany: Springer-Verlag, 371-406.
Bhattacharya P., Frisbie S.H., Smith E., Naidu R., Jacks G. and Sarkar B. (2002) Arsenic in the environment: a global perspective. In: Sarkar B, editor. Handbook of heavy metals in the environment. New York: Marcell Dekker 145-215.
Bhattacharya P., Welch A.H., Stollenwerk K.G., McLaughlin M. J., Bundschuh J. and Panaullah G. (2007) Arsenic in the environment: Biology and Chemistry. Science of the Total Environment, 379: 109-120.
Bleeker P.M., Hakvoort H.W.J., Bliek M., Souer E. and Schat H. (2006) Enhanced arsenate reduction by a CDC25-like tyrosine phosphatase explains increased phytochelatin accumulation in arsenate-tolerant Holcus lanatus. Plant Journal, 45:917-929.
Bucher M. (2007) Functional biology of plant phosphate uptake at root and mycorrhiza interfaces. New Phytologist, 173:11-26.
Bundschuh J., Armienta M.A., Birkle P., Bhattacharya P., Matschullat J. and Mukherjee A.B. (2009) Natural arsenic in groundwaters of Latin America – occurrence, health impact and remediation. Interdisciplinary Book Series: "Arsenic in the environment" Volume 1, Series Editors: J. Bundschuh and P. Bhattacharya, CRC Press/Taylor and Francis, 742p.
Charissa Y.P., Jianwei W.H., Michael J.B., Leon V.K. and Mark P.E. (2004) Mechanisms of arsenic hyperaccumulation in Pteris species: root arsenic influx and translocation. Planta, 219:1080-1088.
Delnomdedieu M., Basti M.M., Otvos J.D. and Thomas D.J. (1994) Reduction and binding of arsenate and dimethylarsinate by glutathione – a magneticresonance study. Chemical and Biological Interactions, 90:139-155.
Dhankher O.P., Li Y., Rosen B.P., Shi J., Salt D., Senecoff J.F., Sashti N.A. and Meagher R.B. (2002) Engineering tolerance and hyperaccumulation of arsenic in plants by combining arsenate reductase and G-glutamylcysteine synthetase expression. Nature Biotechnology, 20:140-145.
Duker A.A., Carranza E.J.M. and Hale M. (2005) Arsenic geochemistry and health. Environment International, 31:631-641.
Fayiga A.O., Ma L.Q., Santoa J., Rathinasabapathi B., Stamps B. and Littell, R.C. (2005) Effects of arsenic species and concentrations on arsenic accumulation by different fern species in a hydroponic system. International Journal of Phytoremediation, 7:231-240.
Fitz W.G. and Wenzel W. (2002) Arsenic transformations in the soil-/rhizosphere-/plant system: fundamentals and potential application to phytoremediation. Journal of Biotechnology, 99: 259-/278.
Frankenberger W.T.J.R. and Arshad, M. (2002) Volatilisation of arsenic. In: Frankenberger, W.T., Jr (Ed.), Environmental Chemistry of Arsenic. Marcel Dekker, New York, pp. 363- 380.
Hartley-Whitaker., Ainsworth G.A., Vooijs R., Ten Bookum W., Schat H. and Meharg A.A. (2001) Phytochelatins are involved in differential arsenate tolerance in Holcus lanatus L. Plant Physiology, 126:299-306.
Karimi N., Ghaderian S.M, Raab A., Feldmann J. and Meharg A.A. (2009) An arsenic accumulating, hyper-tolerant Brassica, Isatis cappadocica Desv. New Phytologist, 184:41-47.

Karimi N., Ghaderian S.M., Maroofi H. and Schat H. (2010) Analysis of arsenic in soil and vegetation of a contaminated area in Zarshuran Iran. International Journal of Phytoremediation, 12:159-173.

Karimi N., Ghaderian S.M., and Schat H. (2013a) Arsenic in soil and vegetation of a contaminated area. International Journal of Environmental Science and Technology, DOI 10.1007/s13762-013-0227-y.

Karimi N., Siyahat Shayesteh L., Ghasmpour H., Alavi M. (2013b) Effects of Arsenic on growth, Photosynthetic Activity, and Accumulation in Two New Hyperaccumulating populations of Isatis cappadocica Desv.Journal of Plant Growth Regulation. DOI 10.1007/s00344-013-9350-8.

Karimi N., Khanahmadi M. and Soheilikhah Z. (2013c 'The Effect of Arsenic and Heavy metals on Growth and Metal Accumulation by Artichoke (Cynara scolymus L.) and Savory (Satureja hortensis L.)'. Iranian Journal of Plant Physiology, 3 (3), 737-747.

Kertulis-Tartar G.M., Ma L.Q., Tu C. and Chirenje T. (2006) Phytoremediation of an arsenic-contaminated site using Pteris vittata: a two-year study. International Journal of Phytoremediation, 8: 311-322.
Ma L.Q., Komar K.M., Tu C., Zhang W. and Kennelley E.D. (2001) A fern that hyperaccumulates arsenic. Nature, 409:579.
Ma J.F., Yamaji N., Mitani N., Tamai K., Konishi S., Fujiwara T., Katsuhara M., and Yano M. (2007) An efflux transporter of silicon in rice. Nature 448:209-212.
Ma J.F., Yamaji N., Mitani N., Xu X.Y., Su Y.H., McGrath S.P. and Zhao F.J. (2008) Transporters of arsenite in rice and their role in arsenic accumulation in rice grain. Proceedings of the National Academy of Sciences, 105:9931-9935.
Macek T., Mackova M., and Kas J. (2000) Exploitation of plants for the removal of organics in environmental remediation. Biotechnological Advance, 18:23-34.
McGrath S.P., Chaudri A.M. and Giller K.E. (1995) Long-term effects of metals in sewage sludge on soils, microorganisms and plants. Journal of Industrial Microbiology 14, 94-104.
Meharg AA. (2003) Variation in arsenic accumulation – hyperaccumulation in ferns and their allies. New Phytologist, 157: 25-31.
Meharg. A.A. (2004) Mechanisms of plant resistance to metal and metalloid ions and potential biotechnological applications. Plant and Soil, 274:163-174.
Meharg A.A . and Hartley-Whitaker J. (2002) Arsenic uptake and metabolism in arsenic resistant and nonresistant plant Species. New Phytologist, 154:29-43.
Meharg A.A. and Jardine L. (2003) Arsenite transport into paddy rice (Oryza sativa) roots. New Phytologist, 157:39-44.
Meharg A.A. and Macnair M. R. (1990) An altered phosphate uptake system in arsenate-tolerant Holcus lanatus L, New phytologyst 116:29-35.
Meharg A.A. and Macnair M.R. (1991) The mechanisms of arsenate tolerance in Deschampsia cespitosa (L.) Beauv and Agrostis capillaris L. New Phytologist, 119:291-297.
Meharg A.A. and Macnair M.R. (1992a) Suppression of the high-affinity phosphate-uptake system – a mechanism of arsenate tolerance in Holcus lanatus L. Journal of Experimental Botany, 43:519-524.
Meharg A.A. and Macnair M.R. (1992b) Polymorphism and physiology of arsenate tolerance in Holcus lanatus from an uncontaminated site. Plant and Soil, 146: 219-225.
Meharg A.A., Naylor J. and Macnair M.R. (1994a) Phosphorus-nutrition of arsenate-tolerant and non-tolerant phenotypes of Velvetgrass. Journal of Environmental Quality, 23: 234-238.
Meharg A.A, Macnair M.R. (1994b) Relationship between plant phosphorus status and the kinetics of arsenate influx in clones of Deschampsia cespitosa (L.) Beauv that differ in their tolerance to arsenate. Plant and Soil, 162:99-106.
Naidu R. and Bhattacharya P. (2008) Arsenic in the environment – risks and management strategies. Environmental Geochemistry and Health, 55:12-28.
Quaghebeur M. and Rengel Z. (2003) The Distribution of Arsenate and Arsenite in Shoots and Roots of Holcus lanatus is influenced by Arsenic Tolerance and Arsenate and Phosphate Supply. Plant Physiology, 132:1600-1609.
Raab A., Feldmann J. and Meharg A.A. (2004) The Nature of Arsenic-Phytochelatin Complexes in Holcus lanatus and Pteris cretica. Plant Physiology, 134:1113-1122.
Roy P. and Saha A. (2002) Metabolism and toxicity of arsenic: A human carcinogen. Current Science, 82:1-10.
Reeves, R.D., Baker A.J.M., Borhidi A. and Berazain, R. (1999) Nickel hyperaccumulation in the serpentine flora of Cuba. Annals of Botany, 83:29-38.
Rechinger, K.H. 1963-1999. Flora Iranica. Vols. 1-174. Akademische Druck und Verlagsanstalt, Graz.
Rosen B.P. (1999) Families of arsenic transporters. Trends in Microbiology, 7:207-212.
Roy P. and Saha A. (2002) Metabolism and toxicity of arsenic: A human carcinogen. Current Science, 82:1-10.
Shin H.S., Dewbre G.R. and Harrison M.J. (2004) Phosphate transport in Arabidopsis: Pht1;1 and Pht1;4 play a major role in phosphate acquisition from both low- and high-phosphate environments. Plant Journal, 39:629-642.
Smedley P.L. and Kinniburgh D.G. (2002) A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, 17(5):517-8.
Suresh B. and Ravishankar G. A. (2004) Phytoremediation-A Novel and Promising Approach for Environmental Clean-up. Critical Reviews in Biotechnology, 24(2-3):97-124.
Tu C. and Ma L.Q. (2002) Effects of arsenic concentrations and forms on arsenic uptake by the hyperaccumulator ladder brake. Journal of Environmental Quality, 31:641-647.
Tu S. and Ma L.Q. (2004) Comparison of arsenic and phosphate uptake and distribution in arsenic hyperaccumulating and non-hyperaccumulating fern. Journal of Plant Nutrition, 27:1227-1242.
Tu C. and Ma L.Q. (2003) Effects of arsenate and phosphate on their accumulation by an arsenic-hyperaccumulator Pteris vittata L. Plant and Soil, 249:373-382.
Warren G.P., Alloway B.J., Lepp N.W., Singh B., Bochereau F.J.M., Penny C. (2003) Field trials to assess the uptake of arsenic by vegetables from contaminated soils and soil remediation with iron oxides. Science of Total Environment, 311:19-33.
Wei C.Y., Sun X., Wang C. and Wang W.Y. (2006) Factors influencing arsenic accumulation by Pteris vittata: A comparative field study at two sites. Environmental Pollution, 141, 488-493.
Wells B. and Gilmour J. (1977) Sterility in rice cultivars as influenced by MSMA rate and water management. Agronomy Journal 69, 451-454.
WHO. (2001) Environmental health criteria, arsenic and arsenic compounds. Inter-organization programme for the sound management of chemicals. Geneva.
Williams P.N., Villada A., Deacon C., Raab A., Figuerola J., Green A.J., Feldmann J. and Meharg A.A. (2007) Greatly enhanced arsenic shoot assimilation in rice leads to elevated grain levels compared to wheat and barley. Environmental Science & Technology, 41:6854-6859.
Xu X.Y., McGrath S.P., Meharg A.A. and Zhao F.J. (2008) Growing rice aerobically markedly decreases arsenic accumulation. Environmental Science and Technology, 42: 5574-5579.
Zandsalimi, S. Karimi, N. Kohandel, A. (2011). Arsenic in soil, vegetation and water of a contaminated region. International Journal of Environmental Science and Technology, 8 (2): 331-338.

Zhao F.J., Dunham S.J. and McGrath S.P. (2002) Arsenic hyperaccumulation by different fern species. New Phytologist, 156:27-31.
Zhao F.J., Wang J.R., Barker J.H. A., Schat H., Bleeker P.M. and McGrath S.P. (2003). The role of phytochelatins in arsenic tolerance in the Hyperaccumulator Pteris vittata. New Phytologist, 159:403-410.
Zhao F.J., Ma J.F., Meharg A.A. and McGrath S.P. (2009) Arsenic uptake and metabolism in plants. New Phytologist, 181:777-794.

1 Allelotropic
2 Cotransport
3 Aquaglyceroporin
4 Aquaporin
5 Antimonite
6 Phytochelatin
7 S-adenosyl methyl transferase
8 Microarray
9 Reactive oxygen species
10 ABC transporters
11 in situ
12 Rhizofiltration
13 Phytostabilization
14 Phytoextraction
15Phytoaccumulation
16Pytovolatilization
17 Phytodegradation
18 Kejeldal
—————

————————————————————

—————

————————————————————

1