Xử lý nước bị ô nhiễm asen bằng thực vật

Tóm tắt

Cuộc điều tra hiện tại liên quan đến quá trình giải độc nước bị ô nhiễm asen bằng kỹ thuật phytoremediation. Ba loài thực vật lớn Azolla pinnata, Lemna minor và Hydrilla verticillata đã tiếp xúc với 1,0 ppm muối asen (natri arsenit) riêng biệt cũng như kết hợp (ALH) trong 10 ngày. Nồng độ asen trong các loài thực vật lớn đối chứng (hoang dã) thấp hơn giới hạn có thể phát hiện được. Sau khi tiếp xúc, nồng độ asen tăng đều đặn trong tất cả các cây và sau 10 ngày, hiệu quả của việc loại bỏ asen trong môi trường có phytoremediation theo thứ tự: A. pinnata (88,06%) > L. minor (82,56%) > H. verticillata (77,53%) và 85,50% khi áp dụng kết hợp (ALH). Người ta thấy rằng A. pinnata có thể giải độc nước bị ô nhiễm asen hiệu quả nhất.

1. Giới thiệu

Trong những năm gần đây, các khu vực bị ô nhiễm asen trong đất cũng như nước mặt đang mở rộng nhanh chóng ở Ấn Độ và các nước láng giềng [ 1 , 2 , 3 ]. Asen phần lớn được phân bố vào tự nhiên dưới dạng á kim hoặc hợp chất hóa học, gây ra nhiều tình trạng bệnh lý cũng như bệnh ác tính ở da và nội tạng [ 4 ]. Asen thể hiện độc tính ngay cả ở mức phơi nhiễm thấp [ 5 ] và gây ra bệnh chân đen [ 6 ]. Nó đặt ra thách thức lớn cho các nhà sinh vật học môi trường cũng như nhà độc chất học để giải quyết vấn đề. Cần có công nghệ hiệu quả về chi phí để loại bỏ nó khỏi nước bị ô nhiễm. Phytoremediation là công nghệ phục hồi sinh học mới, hiệu quả về chi phí và thân thiện với môi trường để làm sạch môi trường. Phục hồi sinh học bằng cách sử dụng thực vật lớn đã là một công cụ thành công để giải độc các chất ô nhiễm kim loại từ các nguồn nước thải bị ô nhiễm khác nhau [ 7 , 8 ]. Theo đánh giá hiện tại, năng lực loại bỏ asen khỏi nước bị ô nhiễm asen đã được đánh giá bằng cách sử dụng ba loại thực vật lớn dưới nước phân bố rộng rãi (Azolla pinnata, Lemna minor,VàThủy tức).

Các loài thực vật thủy sinh thử nghiệm (A. pinnata, L. minor,VàH. verticillata) được thu thập từ ao Agrofarm của Đại học Hindu Banaras, Varanasi, Ấn Độ. Để thử nghiệm, việc nuôi cấy đơn loài cây riêng lẻ được chuẩn bị ở nhiệt độ phòng thí nghiệm trong điều kiện quang kỳ tự nhiên. Trước khi xử lý thực vật, chúng được rửa nhẹ bằng nước máy (có O2 hòa tan 6,3 mg L -1 , pH 7,2, độ cứng của nước 23,2 mg L -1 và nhiệt độ phòng 28 ± 3°C, nồng độ asen dưới giới hạn phát hiện được) để loại bỏ các mảnh vụn. Sau đó, chúng được thích nghi trong nước máy trong tổng thời gian là 2 tuần trước khi ứng dụng vào hoạt động khử nhiễm. Dung dịch thử nghiệm được tổng hợp bằng cách thêm 1,0 mg asen vào 1,0 L nước máy. Nồng độ này (5%) của giá trị LC 50 củaClarias batrachus[ 9 ] được sử dụng để phân tích độc tính của ô nhiễm asen bằng kỹ thuật xét nghiệm sinh học cá. Mười gam (trọng lượng tươi) của mỗi loại thực vật lớn được chuyển vào 10 L môi trường. Đối với đối chứng, cùng một lượng của mỗi loại thực vật được đưa vào các bể cá riêng biệt có nước máy sạch. Sự phát triển của mỗi loại thực vật lớn cũng được đánh giá. Đối với mỗi giai đoạn lấy mẫu, các thiết lập thử nghiệm và đối chứng riêng biệt đã được thiết lập.

Tỷ lệ phần trăm hiệu quả loại bỏ asen của thực vật thủy sinh được tính toán ( Bảng 1 ) bằng cách sử dụng công thức sau:

Bảng 1.

Hiệu quả loại bỏ asen của thực vật bậc cao thí nghiệm khỏi môi trường.

( ) Biểu thị phần trăm lượng asen còn lại trong môi trường sau 10 ngày xử lý.

trong đó C 1 là nồng độ asen ban đầu trong môi trường và C 2 là nồng độ asen cuối cùng trong môi trường.

Hệ số tích lũy sinh học được định nghĩa là tỷ lệ giữa nồng độ asen trong cây và nồng độ asen còn lại trong môi trường nơi cây đang phát triển [ 10 ]. Hệ số tích lũy sinh học được tính như sau:

Hệ số tích lũy sinh học trung bình của các loài thực vật thủy sinh được thử nghiệm ở đây được minh họa trong Hình 1 .

Hình 1.

Hệ số tích lũy sinh học của asen ở các ngày tiếp xúc khác nhau. Dữ liệu được hiển thị dưới dạng trung bình ± SEM. Tiêu chí cho sự khác biệt đáng kể được đặt ởP< 0,05. * Biểu thị sự khác biệt đáng kể khi so sánh với nhóm đối chứng tiếp xúc trong 1 ngày. a Khi so sánh nhóm tiếp xúc với nhóm tiếp xúc trước đó.

Các ion magiê được phân tích bằng máy quang kế ngọn lửa. Để ước tính diệp lục, tổng diệp lục được chiết xuất trong 80% acetone lạnh bằng phương pháp Arnon [ 11 ], trước khi quan sát bằng máy quang phổ. Hàm lượng protein được ước tính theo phương pháp Lowry et al. [ 12 ]. Nước thử nghiệm được xử lý sinh học bằng thực vật bậc cao trong 10 ngày. Khoảng 1,0 g của mỗi loại cây được thu thập từ các thiết lập thử nghiệm trong các khoảng thời gian khác nhau (ngày thứ 0, thứ 1, thứ 2, thứ 3, thứ 4, thứ 5, thứ 6, thứ 7 và thứ 10). Đối với phân tích asen, các cây thu hoạch được sấy khô ở 80°C. Các vật liệu thực vật khô được tiêu hóa bằng hỗn hợp axit HNO 3 :HClO 4 (5: 1 v/v) trên một tấm nóng cho đến khi thu được dung dịch trong suốt. Thêm nước cất hai lần để tạo thành thể tích 5 mL. Máy quang phổ hấp thụ nguyên tử lò than chì (Perkin-Elmer 2380) được sử dụng để phân tích sự tích tụ asen. Tất cả các kết quả liên quan đến từng thiết lập nhà máy được thể hiện dưới dạng giá trị trung bình theo sau là sai số chuẩn của giá trị trung bình. Hiệu ứng xử lý được xác định bằng phân tích phương sai sử dụng quy trình mô hình tuyến tính chung của hệ thống phân tích thống kê tiêu chuẩn theo sau là Dunnettt-kiểm tra ở mức xác suất 5% được sử dụng để so sánh sau thực nghiệm nhằm tách biệt các khác biệt trong phương pháp điều trị.

3. Kết quả và thảo luận

Sau khi tiếp xúc với dung dịch asen, các loài thực vật lớn không biểu hiện sự thay đổi hình thái đáng kể trong vòng 4 ngày. Sau đó, sự suy giảm rõ rệt về ngoại hình của cả ba cây được ghi nhận trong bốn thiết lập thử nghiệm. Sự suy giảm sức khỏe của cây trở nên trầm trọng hơn sau 10 ngày. Tuy nhiên, tình trạngA. pinnataxấu đi sớm và sau 7 ngày, nó trở nên rõ ràng. Bản chất của sự suy thoái ở những cây này ít nhiều giống nhau cho dù được xử lý riêng lẻ hay kết hợp. Nồng độ ion magiê (Mg +2 ) trong những cây này không cho thấy nhiều thay đổi ở cả ba cây, ngoại trừ sau 10 ngày khi sự thay đổi có ý nghĩa thống kê. Hàm lượng diệp lục của cả ba cây đều giảm rõ rệt sau khi xử lý thực vật được áp dụng riêng lẻ hoặc kết hợp với ba loại thực vật lớn ( Bảng 2 ). Sự giảm hàm lượng diệp lục đã được quan sát thấy ở nhiều loại thực vật được xử lý thực vật khác nhau [ 13 ]. Tuy nhiên, người ta đã xác nhận rằng sự hấp thụ kim loại nặng gây ra tác dụng độc hại đối với thực vật, dẫn đến ức chế quá trình tổng hợp diệp lục và sản xuất sinh khối, thường dẫn đến chết [ 14 , 15 ]. Lý do khác khiến hàm lượng diệp lục suy giảm có thể là do hấp thụ các nguyên tố thiết yếu bị suy giảm, các thành phần quang hợp bị hư hỏng hoặc do hoạt động diệp lục tăng lên gây ra sự tái sinh diệp lục [ 16 ]. Nồng độ protein của những cây này cho thấy sự suy giảm dần dần, có ý nghĩa thống kê sau 10 ngày trong tất cả các thiết lập thử nghiệm. Các kim loại độc hại khác cũng gây ra sự giảm hàm lượng protein thực vật [ 17 ].

Bảng 2.

Sự thay đổi trong hàm lượng các phân tử sinh học khác nhau (diệp lục, ion magie và protein) (μg g -1 trọng lượng tươi) của cả ba loại thực vật sau các khoảng thời gian tiếp xúc khác nhau với dung dịch natri asenit 1,0 ppm.

Các giá trị a-l theo sau bởi các chữ cái mũ thường (a–l) khác nhau trong cùng một cột có sự khác biệt đáng kể ởP< 0,05 theo mức của Dunnettt-test, và các chữ cái giống nhau trong cột biểu thị sự khác biệt không đáng kể giữa giá trị trung bình khi so sánh với giá trị trước đó.

Trong quá trình xử lý ô nhiễm bằng thực vật, nồng độ asen trong môi trường giảm dần và nồng độ asen còn lại là 11,93, 17,49 và 22,46% trongA. pinnata,L. nhỏ,VàH. verticillata,tương ứng. Nồng độ asen vẫn giữ nguyên ở mức 14,5% trong môi trường khi nó được thực vật xử lý kết hợp bởi cả ba loại thực vật lớn ( Bảng 1 ).

Sinh khối của cả ba loại thực vật lớn (A. pinnata, L. minor,VàH. verticillata) tăng theo thời gian phơi nhiễm theo thứ tựA. pinnata(11,55 ± 0,551) >H. verticillata(11,25 ± 0,635) >L. nhỏ(11,00 ± 0,550) sau 7 ngày ( Bảng 3 ).

Bảng 3.

Sự thay đổi của sinh khối tươi của thực vật bậc cao trong quá trình thí nghiệm.

a, b Giá trị tham chiếu đến giá trị trung bình theo sau là lỗi chuẩn của giá trị trung bình. Các giá trị trung bình theo sau bởi cùng một chữ cái trong một cột không khác biệt đáng kể ởP< 0,05.

( ) Biểu thị phần trăm thay đổi của sinh khối sau 7 và 10 ngày.

Sự gia tăng này có thể một phần là do sự tích tụ asen dần dần của những loài thực vật này. Sự gia tăng này không đáng kể sau 7 ngày tiếp xúc trở đi. Tất cả những loài thực vật này tiếp tục biểu hiện nồng độ asen có thể phát hiện được ( Bảng 4 ). Tuy nhiên, sau 14 ngày, chúng bị phân hủy mạnh. Hệ số tích lũy sinh học đối với các loài thực vật thủy sinh được thử nghiệm trong thí nghiệm này được thể hiện trong Hình 1. Kết quả hiển thị hệ số tích lũy sinh học và minh họa sự khác biệt trong quá trình tích lũy asen giữa các loài thực vật lớn khác nhau. Sự giảm lượng asen trong môi trường là do sự tích lũy sinh học của loại á kim này bởi thực vật lớn, được phản ánh qua sự hiện diện của kim loại này trong mô thực vật (A. pinnatatích lũy 0,88 mg,L. nhỏ0,82mg,H. verticillata0,77,5 mg và 0,85 mg trên kg khối lượng khô của sinh khối trong sự kết hợp của cả ba loại thực vật lớn) ( Bảng 4 ). Nồng độ asen thấp hơn giới hạn phát hiện được ở cả ba cây không được xử lý (kiểm soát). Tổng lượng asen phát hiện được trong môi trường sau khi xử lý thực vật và asen được hấp thụ bởi các mô thực vật khá gần với 1,0 mg L -1 , là nồng độ ban đầu được chuẩn bị cho dung dịch thử nghiệm ( Hình 2 và 3 ).

Bảng 4.

Sự tích tụ asen ở các loại thực vật lớn khác nhau ở các thời điểm tiếp xúc khác nhau.

Các giá trị a–g theo sau bởi các chữ cái mũ chữ cái (a–g) khác nhau trong cùng một cột có sự khác biệt đáng kể ởp <Mức 0,05 của Dunnettt-test, và cùng một chữ cái trong một cột không có sự khác biệt đáng kể giữa giá trị trung bình khi so sánh với giá trị ngay trước đó tạiP< 0,05.

ALH: Hỗn hợp của ba loại thực vật lớn (L. minor, H. verticillata,VàA. pinnata) theo tỉ lệ bằng nhau (1:1:1).

ϕ Dưới giới hạn phát hiện.

Hình 2.

(quảng cáo) Đường cong suy giảm asen được thể hiện bởi cả ba nhà máy (Azolla pinnata,Lemna nhỏVàThủy tức) riêng biệt cũng như kết hợp (1:1:1) trong 10 L môi trường chứa asen (As=1000 µg L -1 ) trong 10 ngày.

Hình 3.

(a–d) Đường cong hồi quy giữa nồng độ asen trong mô thực vật và môi trường của thực vật bậc cao (môi trường = phát triển trong môi trường asen) ở các ngày tiếp xúc khác nhau.

Bharti và Banerjee [ 13 ] đã quan sát thấy một số mức độ khác biệt nhất định về tổng lượng kim loại còn lại trong nước thải từ mỏ than được xử lý bằng thực vật và kim loại tích tụ trong mô thực vật sau khi xử lý bằng thực vật. Điều này là do quá trình lắng đọng, hấp phụ vào các hạt đất sét và chất hữu cơ, kết tủa đồng thời với khoáng chất thứ cấp, trao đổi cation-anion và tạo phức [ 7 , 18 ]. Trong trường hợp này, sự khác biệt như vậy không được nhận thấy vì không giống như nước thải từ mỏ than, bản chất và nồng độ chất gây ô nhiễm trong dung dịch asen rất đơn giản. Khảo sát Hình 2 cho thấy rõ ràng rằng quá trình hấp thụ asen ở tất cả các loại thực vật lớn phụ thuộc vào thời gian lên đến 10 ngày xử lý. Hình 3 minh họa mối quan hệ giữa quá trình hấp thụ asen của thực vật và sự cạn kiệt của nó khỏi môi trường bị ô nhiễm. Cả ba loại thực vật lớn đều hữu ích để khử nhiễm asen. Nghiên cứu này cho thấy rằngA. pinnatalà loại cây hiệu quả nhất và có thể sử dụng riêng lẻ cho mục đích này. Phytoremediation quá 10 ngày bởi cùng một loại cây sẽ không mang lại thêm lợi ích nào.

Tài liệu tham khảo

1.

Chowdhury TR, Basu GK, Mandal BK, Biswas BK, Samanta G, Chowdhury UK, Chanda CR, Lodh D, Roy SL, Saha KC, Roy S, Kabir S, Quamruzzaman Q, Chakraborti D. Ngộ độc asen ở đồng bằng sông Hằng. Thiên nhiên. 1999;401:545-546

2.

Rahman MM, Chowdhury UK, Mukherjee SC, Mondal BK, Paul K Lodh D, Biswas BK, Chanda CR, Basu GK, Saha KC, Roy S, Das R, Palit SK, Quamruzzaman Q, Chakraborti D. Độc tính asen mãn tính ở Bangladesh và Tây Bengal, Ấn Độ – Tổng quan và bình luận. Tạp chí Độc chất học. Độc chất học lâm sàng. 2001;39:683-700

3.

Chakraborti D, Hussain A, Allauddin M. Asen: Các khía cạnh về môi trường và sức khỏe với sự tham chiếu đặc biệt đến nước ngầm ở Nam Á. Tạp chí Khoa học Môi trường và Sức khỏe, Phần A: Chất độc hại Kỹ thuật Môi trường. 2003;38:11-15

4.

Matsui M, Nishigori C, Toyokuni S, Takada J, Akaboshi M, Ishikawa M. Vai trò của tổn thương DNA oxy hóa trong quá trình gây ung thư do asen ở người: Phát hiện 8-hydroxy-2¢-deoxyguanosine trong bệnh Bowen liên quan đến asen. Tạp chí Da liễu điều tra. 1999;113:26-31

5.

Dikshit AK, Pallamreddy K, Reddy LVP, Saha JC. Asen trong nước ngầm và sự hấp phụ của nó bởi chất thải kimberlite. Tạp chí Khoa học Môi trường và Sức khỏe, Phần A Khoa học Môi trường. 2000;35:65-85

6.

Lin TH, Huang YL, Wang MY. Các loài asen trong nước uống, tóc, móng tay và nước tiểu của bệnh nhân mắc bệnh chân đen. Tạp chí Độc chất học và Sức khỏe Môi trường, Phần A: Các vấn đề hiện tại. 1998;53:85-93

7.

Mishra VK, Upadhyay AR, Pathak V, Tripathi BD. Phytoremediation thủy ngân và asen từ nước thải mỏ than lộ thiên nhiệt đới thông qua thực vật thủy sinh tự nhiên. Ô nhiễm nước, không khí và đất. 2008;192:303-314

8.

Rahman MJ, Hasegawa H. Asen trong nước: Xử lý thực vật bằng cách sử dụng thực vật nổi. Chemosphere. 2011;83:633-646

9.

Kumar R, Banerjee TK. Sự tích tụ sinh học asen trong cá da trơn có giá trị dinh dưỡng quan trọngClarias batrachustiếp xúc với muối asen hóa trị ba, natri asenit. Bản tin về ô nhiễm môi trường và độc chất. 2012;89:445-449

10.

Robinson BH, Mills TM, Petit D, Fung LE, Green SR, Clothier BE. Sự tích tụ cadmium tự nhiên và do cảm ứng ở cây dương và cây liễu: Ý nghĩa đối với việc xử lý thực vật. Cây trồng và đất. 2000;227:301-306

11.

Arnon DE. Enzym đồng trong lục lạp cô lập, polyphenol oxidase trongBeta thông thường. Tạp chí Sinh lý thực vật. 1949;24:1-15

12.

Lowry OH, Rosebrough NJ, Farr AL, Randall RJ. Đo protein bằng thuốc thử Folin phenol. Tạp chí Hóa học Sinh học. 1951;193:265-275

13.

Bharti S, Banerjee TK. Phytoremediation của nước thải mỏ than. Độc chất sinh thái và An toàn môi trường. 2012;81:36-42

14.

Satyakala G, Jamil K. Những thay đổi sinh hóa do crom gây ra trong đất Eichhornia crassipes (Mart) và Pistia stratiotes. Bản tin về ô nhiễm môi trường và độc chất học. 1992;48:921-928

15.

Delgado M, Bigeriego M, Guardiola E. Sự hấp thụ Zn, Cr và Cd của lục bình. Nghiên cứu về nước. 1993;27:269-272

16.

Sharma P, Dubey RS. Độc tính chì ở thực vật. Tạp chí Sinh lý học thực vật Brazil. 2005;17:35-52

17.

Arvind P, Prasad MNV. Tương tác cadmium-kẽm trong hệ thống thủy canh sử dụngCeratophyllum demersumL.: Sinh lý sinh thái thích nghi, hóa sinh và độc chất phân tử. Tạp chí Sinh lý thực vật Brazil. 2005;17:3-20

18.

Khellaf N, Zerdaoui NM. Phản ứng tăng trưởng của bèo tấmLemna nhỏđến ô nhiễm kim loại nặng. Iran. Tạp chí Khoa học và Kỹ thuật Sức khỏe Môi trường. 2009;6:161-166