اگرچه سرب بهطور طبیعی در تمام گیاهان وجود دارد، اما این فلز هیچگونه نقش ضروری را در سوختوساز آنها ایفا نمیکند. سرب در سالهای گذشته بهعنوان یک آلاینده فلزی عمده در محیطزیست و به عنوان یک عنصر سمی برای گیاهان توجه زیادی را بهخود جلب کرده است. برویر^[۱۲] و همکاران (۱۹۷۲) این موضوع را مورد بررسی قرار داده و به این نتیجه رسیدند که اگر سرب برای گیاهان ضروری باشد، غلظت آن باید در سطح ۶- ۲ میلیگرم بر کیلوگرم کافی باشد. تداخل^[۱۳] سرب با عناصر کمیاب تنها برای روی و کادمیوم گزارش شده است. برهمکنش منفی سرب- روی به صورت نامطلوب جابجایی هر یک از عناصر را از ریشه به اندام هوایی تحت تاثیر قرار میدهد (Kabata- Pendias, 2011).

۲-۱-۳-۲-۴- جذب و انتقال در گیاهان
جذب سرب بهطور قابل توجهی در دامنههای غلظتی مختلف و با توجه به شکلهای مختلف سرب موجود در خاک نتفاوت است. بنابراین تمام گیاهان سرب را از خاک جذب کرده و به بخشهای فوقانی انتقال میدهند (Cannon, 1976). جذب سرب توسط گیاهان به تعدادی از ویژگیهای خاک مانند مواد آلی خاک، ترکیب دانهبندی، ظرفیت تبادل کاتیونی و pH، همچنین عوامل ژنتیکی گیاه، سطح ریشه و ترشحات ریشه بستگی دارد. سرب عمدتا توسط ریشه های موئین جذب شده و به میزان قابل توجهی در دیواره های سلولی ذخیره میشود. بهطور کلی مقدار سرب در گیاهان رشد یافته در مناطق معدنی به میزان زیادی با غلظت سرب در خاک دارای ارتباط است، اگرچه این رابطه در میان بخشهای گیاه متفاوت است (Kabata- Pendias, 2011).
زمانی که سرب در شکلهای محلول وجود دارد، ریشه های گیاه قادر به جذب مقادیر زیادی از این فلز هستند. نرخ جذب با افزایش غلظت آن در محلولهای مغذی و با زمان افزایش مییابد. جابجایی سرب از ریشه ها با بخشهای فوقانی به میزان زیادی محدود شده است و همانطور که زیمدال^[۱۴] (۱۹۷۶) بیان کرده است تنها ۳ درصد از سرب موجود در ریشه ها به اندام هوایی انتقال مییابد (Kabata- Pendias, 2011).
۲-۱-۳-۲-۵- اثرات سرب بر گیاهان
افزایش سرب در خاک میتواند حاصلخیزی خاک را از بین ببرد و یک غلظت بسیار پایین سرب ممکن است از بعضی از فرایندهای حیاتی گیاه مانند فتوسنتز، تقسیم سلولی و جذب آب ممانعت کرده و با نشانه های سمی بهصورت برگهای سبز تیره، پژمردگی برگهای مسنتر، توقف رشد شاخه و برگ و ریشه های کوتاه قهوهای همراه باشد (Yang et al., ۲۰۰۴).
۲-۱-۳-۲-۶- اثرات سرب بر سلامتی انسان
آلودگی سرب خاک از سال ۱۹۸۰، زمانی که آثار عصبی هضم سرب در کودکان مشخص شد توجه قابل ملاحظهای را بهخود جلب کرد. قرار گرفتن در معرض سطوح پایین سرب ممکن است منجر به از دست دادن اشتها و وزن، افسردگی، ضعف عضلانی، سفت شدن مفاصل، اسهال، ناکارایی سیستم عصبی، از دست دادن شنوایی، تاخیر در رشد و ناهنجاریهای قلبی و عروقی شود (Yang et al., ۲۰۰۴). این عنصر عمدتا منجر به اختلالات خونی، گوارشی و عصبی در انسان میشود و این اترات به طور ویژه در کودکان بارزتر است (Alvarez- Ayuso et al., ۲۰۱۲). سرب به عنوان یک عنصر دارای پتانسیل سرطانزایی در نظر گرفته شده است (Zhuang et al., ۲۰۰۹).
۲-۱-۳-۳- کادمیوم (Cd)
عنصر دیگری که مسمومیت آن مطرح بوده کادمیوم است که همانند سرب برای گیاه، انسان و حیوان زیان‌آور است. مشکل آلودگی کادمیوم ناشی از همان مصرف سوخت است. منابع مسمومیت ناشی از کادمیم: سوخت، آلودگی آب‌ها با پس‌آب‌های صنعتی و مصرف زیاد کود فسفره میباشد. کادمیم از نظر شیمیایی خیلی شبیه عنصر روی است. روی بهعنوان یک عنصر کممصرف و ضروری در تغذیه گیاه شناخته شده است و نقش بسیار مهمی در کمیت و کیفیت محصول دارد. کادمیم بهدلیل تشابه شیمیایی با روی جذب و وظایف متابولیسمی روی را در گیاه تقلید می‌کند. یعنی جایگزین عنصر روی در فیزیولوژی و متابولیسم گیاه میشود. از آنجائیکه سرب و کادمیم جز عناصر ضروری برای گیاهان نمی‌باشند و معمولا به مقدار کمی در خاک وجود دارند در نتیجه سطوحی از این مواد که در اندامهای هوایی وجود دارد نشانگر خوبی از دسترسی گیاه به این فلزات می‌باشد (Pugh et al., ۲۰۰۲). کادمیم و روی هر دو از نظر شیمی خاک رفتارهای یکسانی دارند. بنابراین سنگ معدنی که مقادیر بالایی از روی دارد معمولا کادمیم بالایی نیز دارد (Pierzynsky, 1994) در حقیقت افزایش محیطی سطوح کادمیم باعث افزایش روی نیز می‌شود.
علائم آن: نکروز؛ کاهش کلروفیل، کاهش فعالیت‌های فتوسنتزی گیاه، کاهش فعالیت‌های آنزیمی‌(Dong et al, 2007). بروز بیماری ایتای ایتای در ژاپن وجود کادمیوم در محیط زیست را به عنوان یک عامل خطرناک برای سلامت انسان نشان داد. کادمیوم در انسان باعث از دست دادن حس بویایی، سرطان، سکته مغزی، آمفیزم، و پوکی استخوان میشود (Lalor, 2008).
۲-۱-۳-۴- روی (Zn)
مقدار متوسط روی در پوسته زمین نزدیک به ۷۰ میلیگرم بر کیلوگرم برآورد شده است و سطح متوسط برای سراسر خاکهای جهان نیز مشابه این مقدار است. روی بهطور کاملا یکنواخت در سنگهای ماگمایی توزیع یافته است، در حالی که در مورد سنگهای رسوبی احتمال دارد که تا مقدار ۱۲۰ میلیگرم بر کیلوگرم در رسوبات رسی متمرکز شده باشد. روی در طول فراینهای هوازدگی بسیار متحرک است و ترکیبات محلول آن از طریق واکنش با کربناتها تهنشین شده یا توسط مواد معدنی و ترکیبات آلی جذب میشوند (Kabata- Pendias, 2011).
۲-۱-۳-۴-۱- روی در خاک
مقادیر عمومی برای متوسط کل روی در خاکهای گروه های مختلف سراسر دنیا در دامنهای بین ۸۹- ۶۰ میلیگرم بر کیلوگرم قرار دارد. قواعد مربوط به وقوع بزرگ مقیاس روی در خاکها نشان دهنده این است که سنگ بستر، فرایندهای تشکیل خاک و مواد آلی وضعیت اولیه روی را در خاکها کنترل میکنند. بخش رسی خاک نیز به طور قابل توجهی در مقدار روی خاکها سهیم است (Vega et al., ۲۰۰۷). ظرفیت جذب مواد آلی خاک منجر به تجمع روی در افقهای سطحی بیشتر خاکها میشود (Kabata- Pendias, 2011).
حضور قابل توجه روی در بخش محلول، تبادلی و پیوند کربناته (۲۳درصد) نشان میدهد که این عنصر از پتانسیل بالایی برای فراهمی زیستی و قابلیت آبشویی درون خاک برخوردار است (Imperato et al., ۲۰۰۳). در واقع تحت شرایط اسیدی روی برخلاف مس و سرب یکی از محلولترین و متحرکترین کاتیونهای فلزی کمیاب است که در شکلهای قابل تبادل روی رسها و مواد آلی خاک نگه داشته میشود. اگرچه در pH بالاتر جذب شیمیایی روی اکسیدها و سیلیکاتهای آلومینیوم و تشکیل کمپلکس با هوموس حلالیت آن را بهصورت قابل ملاحظهای کاهش میدهد (Alvarez- Ayuso and Garcia- Sanchez, 2003).
۲-۱-۳-۴-۲- آلودگی خاک
منابع انسانی (آنتروپوژنیک) تولید روی در درجه اول شامل صنایع فلزی غیرآهنی و سپس فعالیتهای کشاورزی میباشد. در مکانهای نزدیکتر به صنایع ذوب غیرآهنی و نواحی آلوده ممکن است سطوح روی همراه با فلزات دیگر کاملا بالا باشد. به گفته ووگلین^[۱۵] و همکاران (۲۰۰۸) نحوه تشکیل روی در خاکهای آلوده به میزان زیادی توسط pH و مقدار روی کنترل میشود. سرنوشت روی تولید شده از منابع مختلف (مانند تهنشست اتمسفری، کودهای شیمیایی، آفتکشها، لجن فعال و خاکسترها) بسته به انواع شیمیایی آن و پیوستگی آنها با پارامترهای خاک متفاوت است (Kabata- Pendias, 2011).
۲-۱-۳-۴-۳- روی در گیاهان
روی یک عنصر کمیاب ضروری برای گیاهان است؛ اگرچه میتواند در غلظتهای بالا سمی باشد. به طور معمول غلظت روی در زیستتوده گیاهی در دامنهای از ۱۵۰- ۱۰ میلیگرم بر کیلوگرم از وزن خشک گیاه قرار دارد. با این وجود غلظت روی برای بعضی از گونه های گیاهی در حدود ۱۰۰۰ میلیگرم بر کیلوگرم از وزن خشک است. غلظت روی بهتدریج در طول دوره رشد گیاه کاهش مییابد (Fischerova et al., ۲۰۰۶). شکلهای محلول روی بهراحتی در دسترس گیاهان قرار داشته و جذب روی با غلظت فلز در محلول مغذی و در خاک دارای یک رابطه خطی است. نرخ جذب روی به میزان زیادی در میان گونه های گیاهی و مناطق رشد متفاوت است (Kabata- Pendias, 2011).
آلودگی محیطزیستی روی غلظتهای این فلز را در گیاهان به میزان زیادی تحت تاثیر قرار میدهد. در بومسازگانهایی که روی یک آلاینده انتقال یافته به وسیله هوا است، احتمال دارد بخشهای فوقانی گیاهان مقادیر زیادی از روی را تا حدود ۱/۰درصد تجمع دهد. با اینحال، گیاهان رشد یافته در خاکهای آلوده به روی نسبت زیادی از فلز را در ریشه ها تجمع میدهند (Kabata- Pendias, 2011).
۲-۱-۳-۴-۴- اثرات روی بر گیاهان
سمیت روی و بردباری در گیاهان در سالهای گذشته توجه خاصی را بهخود جلب کرده است. بیشتر ژئوتیپها و گونه های گیاهی در برابر مقادیر زیاد روی دارای بردباری زیادی میباشند. کلروز (عمدتا در برگهای جدید) و کاهش رشد گیاه متداولترین علائم سمیت روی میباشند. با این وجود، روی بهعنوان یک عنصر بسیار سمی برای گیاه در نظر گرفته نشده است. حد سمیت برای روی به گونه ها و ژئوتیبهای گیاهی، همچنین به مرحله رشد گیاه بستگی دارد. زمانی که بافتهای گونه های گیاهی حساس دارای ۲۰۰- ۱۵۰ میلیگرم بر کیلوگرم روی باشد، دچار عقب ماندگی در رشد میشوند. با این وجود، دامنه سطوح سمی در گیاهان مختلف بین ۱۵۰- ۱۰۰ میلیگرم بر کیلوگرم است (Kabata- Pendias, 2011). معمولا به علت تجمع روی در خاک، گیاهان این ماده را فراوان جذب کرده که برای حیاتشان مضر است. در خاکهای غنی از روی، تعداد محدودی از گیاهان شانس بقاء دارند. به همین علت در نزدیکی کارخانه‌هایی که در زباله‌شان روی یافت میشود، پوشش گیاهی اندکی وجود دارد. به علت اثرات منفی روی، این عنصر برای مزارع یک تهدید محسوب می‌شود. با وجود این، کودهای روی‌دار هنوز هم مورد استفاده قرار میگیرند (ملکوتی و لطف‌اللهی، ۱۳۷۸) .
۲-۱-۳-۴-۵- واکنش با عناصر دیگر

1. 1. برهمکنش منفی روی- مس مشاهده شده است، که در آن از جذب یک عنصر بهصورت رقابتی توسط عنصر دیگر جلوگیری میشود. این ممکن است بیانگر مکانهای ناقل مشابه در سازوکارهای جذب هر دو قلز باشد.

1. 1. برهمکنش منفی روی- آهن بهطور گسترده شناخته شده است و سازوکار آن بهطور آشکار مشابه آثار نامطلوب سایر فلزات کمیاب بر جزب آهن است. ازدیاد روی منجر به یک کاهش قابل توجه در غلظت آهن در گیاهان میشود. بهعلاوه، آهن جذب روی و بروز مسمومیت را کاهش میدهد.

1. 1. برهمکنش روی- آرسنیک به شکل یک برهمکنش منفی احتمالی بهصورت کاهش آثار سمی افزایش آرسنیک بعد از مداخله روی مشاهده شده است (Kabata- Pendias, 2011).

۲-۱-۴- منشأ آلاینده‌ها
فلزات سنگین مثل سرب، مس، کادمیم، روی و نیکل از جمله بیشترین آلودگی‌های عمومی هستند که در فاضلاب‌های صنعتی یافت می‌شوند. این فلزات حتی در غلظت‌های کم نیز می‌توانند برای موجودات زنده که انسان‌ها را هم شامل می‌شود سمی باشند (Malkoc & Nuhoglo, 2005).
استعمال صنعتی آب یکی از منابع اصلی آلودگی آب می‌باشد. در میان آلودگی‌های آب، فلزات سنگین به دلیل ماندگاری، حجیم بودن و سمیت از اهمیت خاصی برخوردارند (Kadirvela et al., ۲۰۰۱). بخشی که درون آب ریخته می‌شود و از بین برده نمیشود منجر به آلودگی محیط آبی (جانوران و گیاهان آبزی) می‌شود. زیرا فلزات سنگین مشکلی برای فساد زیستی و نابودی در شرایط طبیعی دارند. آنها معمولاً به وسیله گیاهان و حیوانات آبزی بلعیده می‌شوند و بهطور کامل به خاک وارد شده و از طریق زنجیره غذایی وارد بدن انسان‌ها شده و به مرور زمان غنیسازی شده و در بدن گسترش می‌یابد. این انباشتگی در بدن بهطور جدی سلامت انسان را بهخطر می‌اندازد. بیماری‌های میناماتا^[۱۶] و ایتای ایتای^[۱۷] فقط سبب آلودگی محیطی با آبهای زائد که به ترتیب شامل جیوه و کادمیم می‌باشند هستند. بنابراین فلزات سنگنین درون فاضلاب‌ها بهطور جدی محیط را آلوده کرده و انسان را به خطر می‌اندازد (Ying & Fang, 2006).
فلزات تجمع یافته در خاک ها به آهستگی توسط آبشویی، جذب گیاهی، فرسایش یا تحلیل یا تخلیه میشوند. نیمه عمر فلزات کمیاب برای نخستین بار توسط Iimura (1997) برای خاکها محاسبه شده (به سال) و بسیار متغیر است: روی ۷۰ تا ۵۱۰ سال، کادمیوم ۱۳ تا ۱۱۰۰ سال، مس ۳۱۰ تا ۱۵۰۰ سال و سرب ۷۴۰ تا ۵۹۰۰ سال.
۲-۱-۵- گیاهپالایی
واژه گیاهپالایی (Phytoremediation) شامل پیشوند یونانی Phyto بهمعنی گیاه و ریشه لاتین Remedium به معنی اصلاح یا حذف یک عامل مزاحم و خارجی میباشد. این تکنیک به یکسری از تکنولوژیهایی با بهره گرفتن از گیاهان طبیعی یا ترنسژنیک برای پالایش آلودگی زیست محیطی آلی و غیر آلی خاک، آب و هوا برمیگردد. گیاهپالایی نوعی تکنولوژی بر پایه استفاده از گیاهان است که کم هزینه و با محیط زیست سازگار است (Liphadzi & Kirkham, 2006) و جزء روش های اصلاح در محل محسوب میگردد. در این روش، ترمیم خاک بدون حفاری محل آلوده انجام میشود. تکنولوژی ترمیم خاکهای آلوده توسط این روش تخریب یا تغییر شکل مواد آلوده کننده، غیر متحرک سازی آلایندهها برای کاهش تنش زیستی و جداسازی آلوده کنندهها از توده خاک میباشد (Ghosh & Singh, 2005). از سوی دیگر، کاربرد گیاهپالایی باعث احیای مکان، حفاظت از فعالیت بیولوژیکی، ساختار فیزیکی و خصوصیات شیمیایی خاک میشود (Clemente et al., ۲۰۰۶; Mora et al., ۲۰۰۵) این تکنولوژی با بهره گرفتن از انرژی خورشید و گیاهان و میکروارگانیسمهای ریزوسفریک مربوط به آنها، فلزات آلاینده موجود در خاک، رسوبات، آ بهای زیرزمینی یا آبهای سطحی و حتی آلایندههای موجود در اتمسفر را حذف یا تجزیه میکنند (Ouyang, 2002; Pivetz, 2001).
گیاهپالایندهها مجموعهای از گیاهان میباشند که برای حذف مواد آلی، فلزی، بقایای آفتکشها و بقایای مواد رادیواکتیو از خاک یا پسابها مورد استفاده قرار میگیرد. این فیتوتکنولوژی هم میتواند به طور مستقل و هم در تلفیق با سایر روش های پالایش بهکار رود، بر اساس این تعریف یک گیاهپالاینده باید حداقل ۱۰۰ میلیگرم بر گرم (۰۱/۰ درصد وزن خشک) کادمیوم، آرسنیک و برخی از فلزات کمیاب، ۱۰۰۰ میلیگرم بر گرم (۱/۰ درصد وزن خشک) کبالت، مس، کروم، نیکل و سرب و ۱۰۰۰۰ میلیگرم بر گرم (۱درصد وزن خشک) منیزیم و نیکل را در بافتهایش انباشت کند (تقی زاده و کافی، ۱۳۸۷).
۲-۱-۵-۱- تاریخچه گیاهپالایی
گرچه گیاهپالایی یک روش به نسبت جدید است؛ اما کاربرد آن قدمت طولانی دارد. در سال ۱۹۶۲ پژوهشهایی با بهره گرفتن از گیاهان آبی برای پالایش آبهای آلوده به مواد پرتو زا در مناطق هستهای روسیه شروع گردید. آنها دریافتند برخی گیاهان رشد یافته در خاکهای آلوده بدون نشان دادن علایم سمیت قادر به تجمع مقادیر بالای فلزها در بافتهایشان هستند. به عنوان مثال نتایج آزمایشهای برکهای کوچک در نزدیکی راکتور چرنوبیل اکراین در تصفیه مواد پرتوزا نشان داد که گیاه آفتابگردان طی مدت ۴تا ۸ هفته در ظرف شناور بر روی برکه، میتواند Cs و Sr را استخراج نماید (Hinchman and Negri, 2002).
مزایای قابل توجه فناوری گیاهپالایی در یک دهه اخیر بسیار مورد توجه قرار گرفته است و هم اکنون مراحل تجاری شدن خود را طی میکند. برای مثال ۳۷ درصد پروژه های پژوهشی سازمان محیطزیست آمریکا (EPA)^[18] در سال ۲۰۰۰ اختصاص به پروژه های گیاهپالایی فلزهای سنگین و مواد رادیواکتیو داشت.
۲-۱-۵-۲- تکنولوژی های گیاهپالایی
با توجه به اینکه یک منطقه ممکن است به وسیله ترکیبات آلی و یا غیرآلی آلوده شده باشد، روش های اصلاح و احیای آن نیز فرق میکند. هر کدام از این روشها نیز دارای مکانیسمهای متفاوتی هستند. هنگامی که استراتزی گیاهپالایی برای یک منطقه آلوده مطرح میگردد، باید مسائل اکولوزیکی نیز مد نظر قرار گیرد. وقتی که در یک منطقه خاص، تکتولوژی گیاهپالایی بهکار میرود، ممکن است بهدلیل ارتباطات اکولوژیکی، بر روی سایر گیاهان زراعی نیز اثر گذار باشد. هنگامی که گیاهان پالاینده در یک زمین یا آب آلوده شروع به رشد میکنند، دیگر گیاهان زراعی ممکن است برای رشد در آن منطقه موفق نباشند، زیرا سمیت مناطق آلوده سبب ایجاد مشکلات رقابتی شده و اثر نامطلوب روی پیشرفت رشد این گیاهان میگذارد. بسته به نوع آلودگی، شرایط محیطی منطقه، سطح منطقه آلوده و نوع گیاه پالاینده میتوان از تکنولوژی های مختلف گیاهپالایی برای کاهش فلزات سنگین و یا خروج فلزات سنگین از منطقه استفاده نمود (فاطمه فلاحی و همکاران، ۱۳۹۱). هر کدام از این روشها دارای مکانیسمهای متفاوتی برای گیاهپالایی هستند.
بهطور کلی گیاه در تصفیهی محیط زیست۶ فرایند اصلی را بهکار می برد که عبارتند از: گیاه استخراجی^[۱۹]، همچنین استخراج گیاهی، به نام‌های تجمع گیاهی^[۲۰]، جذب گیاهی^[۲۱] نیز شناخته می‌شود، گیاه تبخیری^[۲۲]، تثبیت گیاهی^[۲۳] و ، تصفیه ریشه^[۲۴]، که صاف کردن آب از توده ریشه ها توسط گیاه است. تجزیه ریشه‌ای^[۲۵]، تجزیه گیاهی^[۲۶]، بسته به نوع آلودگی و نوع گیاه پالاینده میتوان از فناوری گوناگون گیاهپالایی برای کاهش فلزهای سنگین (گیاه تثبیتی، پالایش ریشه) و یا برای خروج فلزهای سنگین از منطقه (گیاه استخراجی ، گیاه تبخیری) استفاده نمود (Zhang et al., ۲۰۰۲؛ فلاحی و همکاران، ۱۳۹۱) هر کدام از این روشها دارای سازوکار خاص خود میباشند (جدول ۱-۲).
جدول (۲-۲) روشها و مکانیسمهای گیاهپالایی در کاهش انواع آلایندهها