گردآوری و تدوین:دکتر سلطانی نژاد

 

 

نقش میکرو ارگانیزمها در انتقال و جابجائی مواد شیمیائی -معدنی در خاک

 

 انواع میکروارگانیزمهای موجود در خاک

 

 

 

 

انتقال و جابجائی فلزات سنگین، شبه فلزات و رادیونیوکلیدها توسط میکروارگانیزم های موجود در خاک / نقش میکروارگانیزم ها در جابجائی مواد شیمیائی معدنی در خاک:

مقدمه:

میکروارگانیزم ها به طرز قابل باوری با چرخه بیو جیو شیمیائی  ( biogeochemical) ( چرخش مواد در جهان فیزیکی و بیولوژیکی) در محیط زیست خاک، ارتباطی تنگاتنگ دارند.

بطور کلی فلزات و سایر مواد شیمیائی مخصوصاً همه عناصر مهم موجود در جدول تناوبی مندلیف در ارتباط با فرآیندهای بیولوژیکی و فیزیکی خاک از اهمیت جهانی، البته در مقیاس های میکرو(microscales ) برخوردارند.

از این نگاه تاثیر میکروبی جیوبیوشیمیائی فلزات محتملاً  توجه علمی قابل ملاحظه ئی تا به حال دریافت نکرده است. این عدم توجه مخصوصاً در فرآیندهای فیزیکی و بیولوژیکی (biological & physical processes)برجسته است.

بدین ترتیب فلزات و مواد مرتبط با آنها از قبیل شبه فلزات، رادیو ایزوتوپهای فلزی، اکتینیدها و ترکیبات آلی – فلزی  مورد توجه جدی علمی قرار نگرفته اند.

فعالیت های میکروبی می توانند منجر به جابجائی یا تثبیت و بی تحرکی مواد فلزی گردند، البته این موضوع بستگی به فرآیندهای درگیر فعالیت آنها و محیط زیست در سطح میکرو یعنی محلی که میکروب ها زندگی می کنند، دارد.

شکل ذیل مجموعه واکنش های مطرح در محلول خاک ، با گونه های مختلف فلزی، شبه فلزی و پارتیشن های (لایه های جامانده) بین فازهای گازی، مایع و جامد را نشان می دهد.

این امکان وجود دارد که میکروارگانیزمهای معینی در هر دو فرآیند جابجائی و بی تحرک سازی مشارکت  کنند و تعاقب این عمل مراحل متعددی از تکرر جابجائی و یا عدم انتقال صورت پذیرفته و نهایتاً منجر به تغییرات متنوعی در گونه های فلزی و اثرات بیوجیوشیمیائی میگردد. ( 2002 و1997 ,Ehrlich)

بعضی از تغییرات پیامد غیر مستقیم مرفولوژی ( morphology) ساختار و متابولیسم میکروبی هستند.

سایر تغییراتنیز جزئی از سیستم های متابولیکی ویژه ئی برای دستیابی مواد غذائی ماکرو مثل فسفر، می باشند.

این پدیده ها پیامدهای عریض تری برای سایر موجودات زنده خاک دارند.(مخصوصاً گیاهان)

برای نمونه کرمهائی که در اطراف ریشه های گیاهان آزادانه زندگی می کنند(نماتدها) و موجودات ریز ریزوسفری سیمبوز (همزی گری یا زندگی مسالمت آمیز) مخصوصاً باکتری ها و قارچ ها تاثیرات اصلی و قابل ملاحظه ئی بر تغذیه گیاهان داشته و این عمل توسط اثرات بر دسترس بودن فسفات اتفاق می افتد. ولی نیز بصورت همزمان concomitantبر چرخه فلزات نیز اثر می گذارند.

بعلاوه اینکه جوامع میکروبی بنحو معناداری در تشکیل و فرماسیون واقعی مواد معدنی خاک مشارکت دارند: ملازمت و مشارکت فعالیت های میکروبی در فرسایش آب و هوائی صخره ها، تجزیه و خورد کردن مواد معدنی و بطور کلی چرخاندن عناصر در طی مراحل اولیه تشکیل خاک حائز اهمیت بوده و به شکل معناداری در چرخه فلزات و نقل و انتقالات فلزی، معدنی و میکروبی ارتباط دارند.  (Ehrlich, 2002&Gadd, 2007) .

فلزات اجزاء و مشتقات طبیعی بسیار با ارزش همه خاکهای روی کره زمین محسوب می شوند.

جائیکه حضورشان در فراکسیون مواد معدنی، همواره از گونه های فلزی بصورت پتانسیل متحرک را بعنوان اجزاء مهم انواع خاکها از قبیل ماسه ئی ، معدنی و اکسیدهای آهن و منگنز تشکیل داده و بدین ترتیب یک تاثیر دراماتیک در شیمی زمین دارند.  (Ehrlich, 2002 ) .

 

فلزات سنگین طیف وسیعی از مسمومیت ها رانیز برای میکروارگانیزمهای موجود در خاک ایجاد می نمایند و شدت مسمومیت بستگی به عامل های زیستی(بیولوژیکی) و فیزیکی - شیمیائی دارد (physicochemical). اگر چه اثرات سمی  نیز می توانند ناشی از فعالیت های طبیعی باشند.

اثرات سمی فلزات بر جوامع میکروبی خاک عمدتاً ناشی از آلودگی با منشاء انسانی یا توزیع مجدد فلزات سمی است.

منابع آلودگی که بر جمعیت میکروبی  خاک اثر میگذارند می توانند ،اتمسفری، آبزی، عملیات کشاورزی، فعالیت های صنعتی و پسماندهای صنعتی و شهری باشند.

فعالیت های میکروبی در بعضی از موارد می تواند منجر به انتقال دوباره فلزات از سایر پسماندها گردیده و موجبات انتقال را به سیستم های آبزی فراهم آورد.

معمولاً پذیرفته شده است که فلزات سمی و مشتقات آنها می توانند اثرات قابل ملاحظه ئی بر جوامع میکروبی خاک داشته باشند و غالباً هر شاخص فعالیت میکروبی بواسطه مسمومیت فوق تحت تاثیر قرار می گیرد.

در هر صورت مسمومیت فلزی تا حدود بسیار زیادی توسط عاملهای فیزیکی شیمیائی و رفتار شیمیائی گونه های فلزی بخصوصی که تحت مطالعه است، تحت تاثیر قرار می گیرد.

یک مثال قابل ذکر: تشدید مسمومیت چندین فلز بواسطه شرایط PH اسیدی است.  (Gadd, 1993)

 

البته علی رغم تشدید پتانسیل مسمومیت فوق، میکروارگانیزمهای زیادی زنده مانده ،رشد کرده و به نحو آشکاری در مکانهای آلوده به فلزات سمی به زندگی ادامه می دهند و مکانیزمهای متعددی بصورت فعال و تصادفی در میزان مقاومت و تحمل میکروارگانیزمها به مسمومیت مشارکت دارند.  (Gadd, 1992)

 

تمامی مکانیزمهای فوق بصورت مجازی وابسته به بعضی تغییر در گونه فلزی بوده که نهایتاً منجر به کاهش یا افزایش جابجائی فلزات در خاک می گردد.

این چنین نقل و انتقالات و جابجائی ها بین فازهای محلول و غیر محلول خاک وابستگی تام به بیو جیو شیمی فلزات دارد .

بنابراین یک ارتباط مستقیم بین عکس العمل های میکروبی و چرخه های عنصری فراهم می آید.

بدین ترتیب بر هم کنش های میکروبی – فلزی به شکل گسترده ئی مهم بوده و جنبه های زیاد از عملکرد و بیولوژی خاک را حمایت و پشتیبانی می کنند.

بطور کلی هدف از نگارش این مقاله توضیح و تشریح مکانیزمهای اصلی است که چگونه میکروارگانیزمهای موجود در خاک می توانند، بر نقل و انتقالات و جابجائی های فلزات اثر گذار باشند.

در این بحث در خصوص حرکت فلزات، چرخه بیوجیوشیمیائی، مواد مغذی گیاهی و تکنولوژی های تصحیح خاک در محیط های آلوده بحث مفصلی صورت خواهد گرفت.

 

در هم کنش ها و اثرات متقابل میکروبها و فلزات در خاک:

 این امکان وجود دارد که فلزات سمی اثرات قابل ملاحظه ئی بر جمعیت های میکروارگانیزم های خاک و فعالیت های آنها داشته باشند.(Brookes & Mc Grath, 1984;Gadd, 2005)

 

ممکن است اثرات در شکل کاهش در توده زنده فعالیت آنها مشاهده گردد.

غالباً هر فرآیند میکروبی این پتانسیل را دارد که تحت تاثیر فلزات سمی قرار گیرد.

 (Brookes & Mc Grath, 1984;Aoyama & Nagumo, 1997;Kuperman & Carreiro, 1997)

 

در هر صورت آزمایشات انجام شده با اضافه کردن فلزات به خاکها ممکن است ارتباط کمی با نتایج میدانی داشته باشند.    (Giller et al., 1998)

 

 به نظر می رسد که اثرات فلزی بر جوامع طبیعی خاک پیچیده باشند و بخاطر عامل های مشارکت کننده کمپلکس فراوان، تعیین و تشخیص آنها مشکل است.

تغییرات زودگذر و فاصله دار در ترکیب خاک منجر به تغییرات توامان در گونه فلزی می گردد.

بدین ترتیب پیش بینی موبیلیته (جنبش و تحرک) و موجودیت فلزات در خاکها بطرز فوق العاده ئی دشوار است .  (Staunton, 2004)

 

این واقعیت بدین گونه است که این چنین اثراتی نیز در دشواری های مربوط به ارزیابی عکس العمل ها و تغییرات در جمعیت های میکروبی در مواجه با فلزات سمی  بازتاب خواهد یافت.

اغلب دانش های اطلاعاتی مستخرجه تا به امروز در ارتباط با داده ها فقط منحصر به چند فلز سمی مانند مس و روی است. (CU & Zn)

بعنوان مثال: یکی از این نمونه ها، کاربردهای لجن فاضلاب است که نسبتاً غلظت های پائینی از فلزات سنگین را با خود به همراه دارد.  (Shi et al., 2002)

 

سایت های آلوده فراوانی وجود دارد که مخلوطی از فلزات و آلاینده های ارگانیک را شامل می شود. که هر کدام ممکن است اثرات شیمیائی و فیزیکی دوسویه ئی بر دیگری داشته باشند.

در مطالعه ئی مشخص گردید که جامعه میکروبی خاک به میزان بسیار زیادی توسط هیدروکربن ها آلوده گردیده است.

در صورتی که آلودگی کروم و سرب نیز به میزان بسیار کمتری بر جامعه میکروبی روی خاک اثر داشته است Shi et al., 2002)        

 در سال1989 Baath در مطالعه ئی اعلام کرد که غلظت های فلزی که جوامع میکروبی را تحت تاثیر قرار داده اند صد برابر در  مطالعات انجام شده متفاوت بوده است.

این تمایزات ممکن است به علت تفاوتها در زیست دستیابی فلزات بوده باشد که در نتیجه ویژه گیهای شیمیائی و فیزیکی خاکهای مورد مطالعه است.   (Giller et al., 1998)

 

بدین ترتیب اگر چه بعضی تعمیمات خام در خصوص تاثیر فلزات سمی بر جوامع میکروبی امکان پذیر است ولی به نظر می رسد موارد انفرادی ویژه یک سایت بوده و بی نهایت پیچیده اند.

طیف وسیعی از سیستم های آزمایشی برای مطالعه استرس های اعمال شده توسط فلزات سمی بر جوامع میکروبی خاک مورد بررسی و تحقیق قرار گرفته است.

این سیستم ها(Microcosm incubations) کوتاه مدت و دراز مدت را شامل می شود. (دستگاه های آزمایش آلاینده های خاک)

تزریق یک فلز منفرد یا ترکیبی از فلزات با و یا بدون اضافه کردن همزمان ماده ارگانیک روش دیگری است که در سیستم های آزمایشی بکار می رود.

تفاوتها در PH خاک، محتوای مواد ارگانیک، ظرفیت تبادل کاتیونی، درجه حرارت، محتوا و میزان رطوبت ،سطح وسیعی از درجات تغییر را در سیستم های آزمایشی نیز بوجود می آورد.   (Baath, 1989 ; Giller et al., 1998)

 

  Giller et al در سال 1998 نیز احتیاطی را در مقابل یک فرضیه اتوماتیک بکار بستند و اعلام نمودند که یک ارتباط منفی ساده بین استرس و تنوع در جوامع میکروبی خاک وجود دارد.  (DelVan et al., 1999;Degens et al., 2001)

 

به هر حال مطالعات اثر فلزات بر تنوع میکروبی در خاک معمولاً یک تاثیر منفی را نشان داده است  (Muller et al., 2201).       

فلزات سمی که در لجن خشک (جامدات) فاضلاب وجود دارد ممکن است بصورت دائمی جوامع تجزیه کننده میکروبی خاکهای کشاورزی را از بین ببرد.

بعنوان نمونه 120 واحد تاکسونومی عملیاتی در یک خاک کنترل وجود داشت که فقط 90 تای آنها در خاک غنی با فلز روی زنده بوددند که 25 درصد کاهش را نشان می داد.   (Moffett et al., 2003)

 

مطالعات متعدد میدانی نیز اثر نامطلوب فلزات سمی متفاوت را بر جوامع میکروبی خاک نشان داده اند.              

(Baath, 1989;Said & Lewis., 1991;1996 .,Roan & Kellogg;Khan & Scullion., 2000 )

میکروبها در قرار گرفتن کوتاه مدت و دراز مدت در معرض فلز روی، مس و نیکل ساختار جمعیتی میکروبی شان تغییر می یابد.

این موضوع توسط پروفیلهای اسید چرب فسفولیپید (Phospholipid Satly acid ) (LPLFA) کل خاک تعیین گردیده است.(Frostegaard et al., 1993; Pennane et al., 1996; Baath et al., 1998; Kelly et al., 1999).

 چندین مطالعه دیگر نیز اثبات کردند که فلزات، زیست توده میکروبی خاک را کاهش می دهند.                     

(Frostegard et al., 1993; Fliessbach et al., 1994; Roan & Kellogg., 1996; Konopka et al., 1999).

 

  میزان جمعیت زنده با توجه به شمارش های صفحه ئی.  (Kelly & ta te., 1998)،

وتطابق میکروبی نیز ممکن است یک عکس العمل مهمی مبنی بر وجود آلاینده های خاک باشد و امکان دارد که  به افزایش فعالیت زیست ریزواره های (Microbiota) باقیمانده منجر شود (Duxbur & Bieknell., 1983;Doelman, 1986 ).

 طبیعت محیط زیست خاک نیز می تواند گونه فلزی و توضیح میکروبی را تحت تاثیر قرار دهد.

بدین ترتیب جوامع میکروبی و حتی میکروبها بصورت انفرادی به این تاثیرات عکس العمل نشان میدهند.

بر اساس یک تحقیق که اخیراً انجام گرفته است، جوامع باکتریائی بصورت تصادفی در خاک توضیح نمی شوند.

الگوهای فضای (فاصله دار) در توضیح باکتری ها و عملکرد آنها در مقیاس های از چند میلی متر تا چند متر شناسائی شده اند. (Foster, 1988; Robertson et al., 1997; Nunan et al., 2002, 2003).

شواهدینیز در خصوص توزیع باکتریائی در مقیاس های زیر یک میلی متر هم اکنون در دست است.

(Groundman, 2001; Nunan et al., 2002, 2003).

پیشنهاد شده است که الگوهای فضای در مقیاس خرد ممکن است در نتیجه محدودیت های انتشاری که توسط جذب مواد غذائی صورت می گیرد، اثر تنظیمی در فعالیت مکروبی داشته باشند.

این اثر تنظیمی نیز در دفع و توزیع متابولیت ها نیز موثر است.

متابولیت مجموعه تاثیرات فوق نیز ممکن است اثرات تحریکی و یا محدود کننده ئی بر تعدادی از فرآیندهای واسط میکروبی داشته باشند. (Darrah et al., 1987;  Groundmann, 2001).

خاکهای آلوده به فلز یک تعداد از لیگاندهای ارگانیک را، مخصوصاً در ریزوسفر (rhizosphere) به همراه دارد.

یک بخش قابل ملاحظه ئی از فلزات زیست در دسترس خاک محتملاً در شکل کمپلکس وجود دارد. اوگزالات و سیترات (Oxalate & Citrate) کمپلکس شده با فلزات کادمیم، مس، منگنز، سرب و روی (Cd, Cu, Mg, Pb & Zn) بعنوان مدل کمپلکس های ارگانیک – فلزی مورد استفاده قرار گرفته اند.

با استفاده از تنفس خاک بعنوان یک شاخص تجزیه پذیری زیستی (biodegradation) مشخص شده است که کمپلکس های فلزی – سیتراتی عموماً تجزیه پذیرتر(Biodegradability ) از کمپلکس های فلزی – اوگزالاتی بوده اند.

زیست تجزیه پذیری کمپلکس های فلزی – اوگزالاتی و فلزی – سیتراتی برای فلزات مختلف، متفاوت هستند. به ترتیب ذیل:

Cd > Pb و Cu >Zn>Mg

وبا اضافه شدن کمپلکس های Cd تنفس ها کاهش می یابد.

این چنین مشاهداتی که تشکیل کمپلکس های بین فلزات سمی و لیگاندهای ارگانیک با توده مولکولی پائین ممکن است بر عملکرد خاک مخصوصاً در ریزوسفر خاکهای آلوده اثر بگذارد را تفسیر می کند.  (Renella et al., 2004)

چندین مطالعه دیگر نیز نشان داده اند که عکس االعمل های جمعیت میکروبی به فلزات سمی بواسطه شیفت (جابجائی) از باکتری شامل استرپتومایست ها (Streptomycetes) به قارچ ها مشخص و معین می گردد.

(Mineev et al., 1999; Chander et al., 2001; Kostov and VanCleemput, 2001; Olayinka and Babalola, 2001; Khan and Scullion, 2002)

 سایر مطالعات نشان داده اند که حساسیت فلزی اجزاء قارچی زیست توده میکروبی بالاتر است.    (Pennanen et al., 1996).

 

زمان مورد نیاز برای توسعه جامعه با آستانه تعاملی بالا ممکن است کاملاً متغیر باشد.  (Baath, 1996).

 

افزایش در آستانه تحمل فلزی جامعه باکتریائی بعد از اضافه کردن فلز ممکن است منجر به مرگ فوری گونه های حساس شود که توسط تطابق باکتری های زنده باقیمانده می گردد.  (Diaz – Ravina & Baath, 1996).

با استفاده از اسید چرب فسفولپید برای آشکار سازی تغییرات در ترکیب گونه ها مشخص گردید که آستانه تحمل جامعه باکتریائی در تمام درمان های فلزی در مقایسه با کنترل غیر آلوده، افزایش می یابد. (1998 Baath et al.,).

در کنسرت های باکتریائی غیر هوازی، دی حالو جی نانسیون، تجزیه اروماتیک و متانوجنسیس                                 (In anaerobic bacterial consortia, dehalogenation, aromatic degradation, and metanogenesis).

تماماً حساسیت های تشخیص دهنده ئی به طیف وسیعی از فلزات سمی نشان داده شده است. (1996 Kuo & Genther,).

مطالعات میدانی روی جوامع میکروبی جنگل های کاجی شمالی هموسی که در معرض فشارهای محیط زیستی قرار گرفته بودند نشان داد که ساختار جوامع میکروبی بواسطه تغییرات در PH کمپوست و غلظت های فلزی در سطحی که چند اثر یا بدون اثر روی زیست توده میکروبی یا فعالیت متابولیکی آشکار بود، تحت تاثیر قرار گرفتند.

تغییرات در نسبت های نسبی (سهم و مقدار) باکتری های گرم مثبت و منفی شامل اکتینومیست ها (actinomycetes) و نیز تطابق با مزاحمت زیست محیطی مورد بررسی ،بوجود آمد.

افزایش آستانه تحمل فلزی جامعه باکتریائی هموسی منجر به بخش از یک تغییر در ترکیب گونه میکروبی گردید.

  ( 2001 Pennanen,).

ساختار جامعه میکروبی فعالیت میکروبی بالقوه و مقاومت به فلز آرسن (As) بوسیله آلودگی آرسن، کروم (Cr) و مس (Cu) در خاکهای با درختان قلمه چوبی فراوان تحت تاثیر قرار می گیرند. (2004 Turpeinen et al.,).

 

اسید چرب فسفولیپد و   ژن ترمینال بخشی از رشته طولی پروفیل های پلی مورفیزم (t – RFLP) ]

                                           [16S rRNA gene terminal restriction fragment length polymorphism

دلالت بر این داشت که در معرض قرار گرفتن با آلودگی فلزی بالا ساختار جامعه میکروبی  بصورت دائم تغییر می کند.

تعداد کل واحدهای تشکیل دهنده کلونی (CFU) تحت تاثیر آلودگی فلزی قرار نمی گیرند و نسبت باکتریای مقاوم V (resistant bacterial ratio) به کل شمارش های صفحه ئی هیتروتورفیک (heterotrophic) بالا بوده و         (0.5 : 1.1) و غلظت نسبتاً مستقل آرسینک نیز تحت تاثیر آلودگی فوق قرار نمی گیرد.

در عوض بخشی از باکتری مقاوم As(III) در خاکهای وابسته به غلظت As بود و یک ارتباط مثبت قابل ملاحظه بین زیست دستیابی As و بخشی از باکتری مقاوم به As(III) پیدا شد.

باکتری های غالب مقاوم آرسینک که از خاک های آلوده استخراج گردیده اند عبارتند از: گونه های َAcinetobacter, Edwardsiella, Enterobacter, Pseudomonas, Salmonella, and Serratia. هیچگونه تفاوتی در استفاده از کلوکز بین نمونه های خاک تحت کنترل و آلوده در سایت ها مشاهده نگردید.

این مطالعه ترکیبی است از روشهای کشت میکروبی مستقل و غیر مستقل تکمیلی که نشان دهنده قدرت میکروبها در عکس العمل به آلودگی فلزی خاک را نشان می دهند.

مطالعات فعالیت متابولیکی را بنحو آشکاری از طریق تغییرات در ساختار جوامع میکروبی و انتخابی احسن را برای مقاومت در برابر آلودگی بیان می دارد. )2004 Turpeinen  et al.,)

 

اثر تصحیح مس بر جوامع میکروبی در خاکهای کشاورزی با استفاده از یک مزرعه آزمایشی دو ساله با مطالعات کوتاه مدت روی میکروکوسم ها (short – tevm microcosm) انجام گردید.

و مس، زیست در دسترس توسط باکتری سودموناس (Pseudomonas) تعیین گردید.

مقادیر کل مس و مس، زیست در دسترس در مزرعه در طول دوره آزمیشی کاهش پیدا کرد.

ساختار جمعیت باکتریائی توسط آنالیز (t – RFLP) جامعه DNA تکثیر شده با اولیه های ویژه برای 16s rDNA از باکتری دامین (domain) مورد ارزیابی قرار گرفت.

گروه Rhizobium – Agrobacterium نیز در این آزمایش شرکت داشتند.

به همین ترتیب آنالیز پروفیل های Cytophagae از نمونه های میدانی اثر مس را در سطح دامین و بین گروه t – RFLP نشان دادند.

اثرات مس قابل مقایسه برای میکروکوسمها (microcosms) مشاهده گردید، ولی بعلاوه اثر بر ساختار جمعیتی بین گروه Cytophagae نیز مشاهده گردید. (Tom – Peterson et al.,2003)

 

استفاده ترکیبی  rDNA و rRNA برای تعیین دسته های باکتریاmی، برای فعالیت متابولیکی در خاکهای آلوده به فلز و خاک ریزوسفری مورد استفاده قرار گرفت. (Germion et al.,2003)

 

اغلب گونه های غالب باکتریائی نسبتاً بصورت کمتری در مجموعه های rRNA وجود دارند و بیشتر در شکل rDNA ظاهر می شوند.

در هر صورت سکانس های متعلق به اکتینوباکتریا (Actinobacteria) در توده های خاک و مجموعه های ریزوسفری آن ،که از rRNA همه phylotypes بترتیب 50 و 60 درصد مشتق شده اند، غالب هستند.

این مهم شواهدی را فراهم می آورد که این گروه باکتری احتمالاً به لحاظ متابولیکی در خاکهای آلوده به فلز فعال هستند.

شناسائی و ردیابی این گروه از باکتری ها که بصورت بالقوه فعال هستند هنوز تعداد زیادی از آنها کشت داده نشده اند، ممکن است دانشمندان به درک بهتری از چگونگی روشهای درمان گیاهی کمک کنند، تا بدین ترتیب تاثیر جمعیت های باکتریای غالب و عملکرد آنها مشخص  گردد.

مضافاً اینکه نقش باکتری های خاک در جذب فلزات توسط گیاهان معلوم می گردد.

گشت اعضائی از این گروه ها به دانشمندان اجازه خواهد داد که مطالعات بیشتری را در خصوص مقاومت فلزی باکتری ها داشته باشند.

در چنین مطالعاتی ظرفیت های انتقال فلزی و استفاده بالقوه در فرآیند درمان گیاهی نیز آشکار می گردد.

(Germion et al.,2003).

 

  Picard & Bosco., 2003 پیدا کردند که درصدی از ایزولاسیون های باکتریای قادر به تولید آکسین  - (aux+) (auxin) در ریزوسفر اچیلا اگراتوم (Achillea ageratum) با غلظت آنتیموان خاک (Soil antimony) افزایش    می یابد و آن اینکه جمعیت آکسین مثبت (aux+) به لحاظ ژنتیکی فوق العاده متنوع است.

به نظر می رسد این اطلاعات در تضاد سایر مطالعات متعدد انجام شده ئی باشد که شاخص تنوع کمتری را بین باکتری های جدا شده از خاکهای آلوده با در سطح فلزی بالا نسبت به باکتری جدا شده از خاکهای آلوده سطح فلزی پائین را نشان می دهد.

 (Kelly et al., 1999;Sandaa et al ., 2001)

 از آنجائیکه مطالعات زیادی با اثرات فلزی کوتاه مدت در خاکهای آلوده آزمایشگاهی انجام شده است، لذا ممکن است مقایسه ها مشکل باشد. (Kelly et al., 1999)

 

چندین تحقیق دیگر نیز اثرات فلزات سمی را بر میکروارگانیزم ها در ریزوسفر گیاهانی که در خاکهای آلوده در دراز مدت بصورت کلونی طبیعی بودند مورد بررسی قرار گرفته اند.

در خصوص خاکهای غنی با نیکل مشخص شده است که باکتری های جدا شده از ریزوسفر گیاه فوق العاده تجمع پذیر علیسوم برتولونی (Alyssum bertoloni) بلحاظ ژنتیکی نسبت به باکتری جدا شده از خاک بدون ریزوسفری کاملاً متنوع است.

(mengoni et al ., 2001)

 

مطالعه دیگری نشان داد که فلز روی فقط اثرات ضعیفی بر تعداد کل باکتری های جدا شده ار ریزسفور تتاسپی کیروولی سنز (thtaspi caerulescens) یا تری فولیوم پارتینس (Trifolium partense) داشت و  یا اصلاً اثر نداشت.

مطالعات دی لورمی و دیگران (Delorme et al ., 2001) نیز با اطلاعات پیکارت و بوسکو (Picard & Bosco., 2003) مطاقبت دارد.

در تحقیقی دیگر روی باکتری ریزوبیوم لیگومینوساروم (Rhizobium Leguminosarum) که گونه متفاوت تریفولی (Trifolii) است در گستره ئی از خاکهای آلوده به فلز نیز  با مطالعه قبلی مطاقبت دارد.

بخاطر اینکه فلزات اثرات کمی بر جمعیت زیست ریزوسفرها مشاهده گردید که ربطی به تنوع ژنتیکی نداشت.                (Obbard et al., 1993)

 خاکهای زرپنتین (serpentine) (سنگهای معدنی مارپیچی) سطوح بالائی از فلزات سنگین را با خود دارند. (فلزاتی مانند Cr, Co, Ni) و سطوح پائین از مواد غذائی مهم مانند P, Ci, N  در آنها یافت می شود.

 

لذا بخاطر این شرایط خصومت زا (مهمان نانواز)، خاکهای سرپنتین (serpentine) مجموعه گیاهی ویژه ئی را حمایت و پشتیبانی می کنند، شامل گونه های گیاهی که مقدار فراوانی از فلز نیکل (hyperaccumalator) را در خود جذب می کنند. مانند علیسوم برتولونی (Alyssum bertoloni).

در مطالعه دیگری که جامعه باکتریای در فواصل مختلفی از ریشه های علیسوم برتولونی (Alyssum bertoloni) در نواحی مختلف سرپنتین (serpentine)  صورت گرفت، مشخص گردید که جوامع باکتریای تنوع ژنتیکی بالائی دارد.

یعنی اصطلاحاً از قسمتهای تشکیل شده اند که کاملاً متفاوت هستند و هتیروژن (heterrogenesity) می باشند.

mengoni et al ., 2004

 

مطالعات جامع دیگری نشان داده اند که جوامع باکتریای سرپنتین (serpentine) می توانند اضافه های نیکل را بهتر از گونه های جدا شده از خاکهای آلوده، تحمل کند.

همواره افزایش در باکتری های مقاوم به فلزات در نزدیک خاکهائی که گیاهان جذب کننده بالای نیکل                           (Ni – hyperaccumulating plants) را دارند، وجود دارد.

 Delorme et al ., 2001 وhery et al., 2003 

این چنین باکتری هائی ممکن است نقشی در تنظیم موجودی فلزات در گیاهان را، بازی کنند.

 Abou – Shanab et al ., 2003

در سالهای اخیر روشهای کشت مستقل نسبت به تکنیک های کشت ایزولاسیون سنتی برای آنالیز جوامع میکروبی ارجحیت یافته است.

ولی این سئوال مطرح است که آیا ارگانیزم های کشت داده نشده از یک نمونه معین برای تعیین اثرات فشارهای با منشاء انسانی بر جوامع میکروبی بومی مهم هستند؟

لذا برای رسیدگی  به این موضوع نمونه های خاک از یک سایت که به فلزات آلوده بودند، انتخاب گردید و ساختار مورد ارزیابی قرار گرفت و مشخص گردید که تفاوتهای کمی در شمارش های باکتریای میکروسکوپی وجود دارد.

در پروفیل های DGE (denaturating gradient gel electrophoresis) از 16s rRNA بخش های از ژن 16s – DGGE که بصورت مستقیم از نمونه های خاک بزرگ نمائی شده بودند، کاملاً شبیه هم بودند.

بدین ترتیب بخشی از باکتری از نمونه های خاک که قابل کشت بودند روی صفحه استاندارد شمارشگر، بین 0.08  تا 2.2% متفاوت بودند و این مقادیر با غلظت های فلزی همبستگی منفی داشتند.

 (Ellis et al., 2003)

 

نتایج اولیه از این آزمایش و داده های دیگر بدین صورت بود که آلودگی فلزی اثر قابل ملاحظه ئی بر کلیت تنوع ژنتیکی موجود ندارد، ولی بر حالت های فیزولوژیکی تاثیر می گذارد.

لذا تعداد باکتری قادر به عکس العمل در برابر کشت آزمایشگاهی و توزیع رده بندی (taxonomic) آنها دست خوش تحقیقات است.

بدین ترتیب به نظر می رسد که شمارش های صفحه ئی ممکن است روش مناسبتری برای تعیین اثر فلزات سنگین در مقایسه با روشهای کشت مستقل بر باکتری های خاک باشد.

 (Ellis et al., 2003)

 

پیشرفتهای بیشتری در طراحی محیط خاک و روشهای کشت برای باکتری خاک ممکن است شمارش صفحه ئی را برای تعیین اثرات الودگی فلزی مفیدتر جلوه دهد.

در حقیقت بعضی از روشهای کشت به لحاظ عملیاتی گروه های باکتریای مهمی هستند.

بعنوان مثال: زیست ریزوسفرها (rhizobia)، این چنین گروه های باکتریائی در خاکهای آلوده به فلز کاهش یافته و این اصل شاخصی است برای مسمومیت فلزی خاک.

 (Giller et al .,1993;  Dahlin et al ., 1997 و  Chaudri et al ., 2000)

 

پایگاه های انفرادی برای مقاومت فلزی در باکتری ها توجه قابل ملاحظه ئی را دریافت کرده است. پلاسمید ها ی(Plasmis) باکتریائی (رشته های DNA) ژنهای مقاومی در برابر فلزات سمی و گونه های شبه فلزی دارند.

گونه های شبه فلزی عبارتند از:

 e.g., Ag⁺, AsO₂-, AsO₄^3-, Cd²⁺, Co²⁺, CrO₄^2-, Cu²⁺, Hg²⁺, Ni²⁺, Sb³⁺, TeO₃^2-, Tl⁺, Zn²⁺ سیستمهای باکتریائی مرتبط دیگری نیز وجود دارند که غالباً روی کروموزمهای باکتریائی واقع شده اند.

بعنوان مثال: Hg²⁺  مقاوم در باسی لوس (Bacillus) و انتشار  کادمیوم ( Cd²⁺) در باسی لوس و جریان آرسینک در اس چری چیا کولی (Escherichia coli)قابل ذکر می باشند.

 (Silver & phung, 1996)

پمپ های انتشار توسط پلاسمیدها و سیستم های کروموزمی تعیین شده که معمولاً آنزیمهای ATP یا سیستمهای chemiosmotic هستند و مکانیزمهای دارند که شباهت ها را در انواع مختلف باکتری ها نشان می دهند.

(Silver & phung, 1996)

 

کاملاً آشکار است که مس برای فراوانی های بیشتری از باکتری مقاوم به Hg²⁺ در مکانهای آلوده انتخاب می شود.

 (Silver & phung, 1996)

 

البته هنوز واکنش ها و اثرات متقابل ناشناخته زیادی در خصوص انواع زیادی از فلزات وجود دارد که باید بصورت گسترده ئی مورد بررسی قرار گیرد.

 

 برای Hg, As, Cd و Cu باکتریای کاملاً شناخته شده ئی بامکانیزمهای مقاومتی و بنیادین مقاومت یا تنظیم ژنی در سطح مولکولی کاملاً ناشناخته است.

 (Silver & phung, 1996)

 

در هر صورت با مشخص شدن بیشتر اطلاعات، سکانس های ژنومی می توانند (genomic sequences) برای بررسی مکانیزمهای جذب، مقاومت به و تنظیمات هموستاز (homeostatic)  چندین فلز و شبه فلزات در باکتری و سایر میکروارگانیزمها مورد استفاده قرار گیرند.

 (Canovas et al ., 2003)

 

آنالیز ژنومی سیودوموناس پوتیدا (Pseudomonas putida KT2440) آشکار بود که ظرفیت خیلی بالائی برای تحمل فلزات سنگین  و شبه فلزات دارد.

سکانس کروموزمی کامل طبقه بندی 61 غالب خواندنی باز را که در تحمل فلزی و هموستاز و چندین مکانیزم مقاومتی فلزی با بعضی از سیستمهای دوبله شده را میسر نمود.

سیودوموناس پوتیدا (Pseudomonas putida) برای آرسن (ars RBCH) و کرومات (chromate chrA) دو سیستم نشان داد. 4 تا 6 سیستم نیز برای کاتیون های دووالانسی (two cadA and two to four czc chemios – motic antiporters) و دو سیستم دیگر برای کاتیون های تک والانسی                        (pacS and cusCBA) ، بعلاوه یک کریپ سیل (cryptic silp) ژن در بردارنده جهش انتقال غالب، دو سیستم اوپرون (operon) برای کیلاسیون مس      (chelation CopAB) و یک متالوتیونین (metallothionein) برای پیوند فلزی و شبه فلزی و یک سیستم نیز برای متلاسیون (Te/Se (tpmT)) و چهار انتقال دهنده ABC برای جذب Zn, Mn, Mo  و Ni ضروری و دو سیستم znu ACB و یک سیستم mob ABC.

همه سیستمهای فوق درسیودوموناس پوتیدا (Pseudomonas putida KT2440) وجود دارد.

 (Canovas et al ., 2003)

 

پلی فسفات ها نبز در تحمل فلزات و حذف چند میکروارگانیزم دخالت دارند.

 (petterson ., 1985)

 

این مواد توسط پلی فسفات کیناس(polyphosphate kinase) بنحو برگشت پذیری سنتز شده و توسط اکسوپلی فسفاتز (exopoly phosphatase) به شکل غیر قابل برگشت پذیری هیدرولیز می گردد.

 (Kormberg et al ., 1999)

 

بعضی تحقیقات دلالت بر این دارد که چرخش ذخائر فسفات برای مقاومت فلزی مهمتر از قدرت آنها برای تجمع پلی فسفات است.

باکتری E . coli لنگرگاه کپی های چند گانه ژنها برای PPK و PPX قادر است که در برابر افزایش غلظت های کادمیوم را تحمل نماید. در صورتیکه E . coli فقط توسط PPK مهندسی می شود.

بدین ترتیب مقادیر قابل ملاحظه ئی از پلی فسفات تجمع می گردد که تحمل فلزی بیشتری را نسبت به گونه های پلی فسفات آزاد دارد.

 (Keasling & hupf ., 1996)

 

همچنین نیز مطرح شده است که فسفات ترشح شده از هیدرولیز پلی فسات بدست امده و ، فلزات خارج از سلول تولید می گردند.

بدین ترتیب مجموعه فرآیند های  فوق باعث کاهش مسمومیت خاک و میکروبها می شوند.

برای باکتری اسیدی تیوباسیلوس – فروکسی دانس (Acidi thio bacillus ferraxidans)  هنگامیکه باکتری رشد داده می شود یا به غلظت بالای مس (100 mmol L^-1) منتقل می گردد، سطوح پلی فسفات تعیین می شود.

تحت چنین شرایطی سلولها در سطوح پلی فسفات خود کاهش سریع را نشان داده و همزمان افزایش در فعالیت exopoly phosphatase و تحریک پذیری انتشار فسفات حادث می گردد.

این مطالعه مدل مسلمی را برای کمپلکس های  فلز – فسفات تشکیل شده که بعنوان بخشی از مکانیزم تحمل فلزی در باکتری اسیدی تیوباسیلوس – فروکسی دانس    (Acidi thio bacillus ferraxidans) که به خارج سلول انتقال یافته اند را پشتیبانی می نماید. (Alvares & Jerez ., 2004)

تمام گونه های تغذیه ئی قارچ ها می توانند توسط فلزات سمی تحت تاثیر قرار گیرند. (Gaad 2005 , 2007)

یک کاهش نسبی در قارچ (AM) آربوس کیولار میکوریزال (arbuscular mycorrirhizal) و افزایش برای سایر قارچ ها در خاکهای آلوده به روی (Zine – polluted soils) گزارش شده است. (Kelly et al ., 1999)

فلزات سمی شامل Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn در تعدادی از قارچ های AM کاهش یافته و ریشه های گیاهان کم کلونی کاهش می یابد و در نتیجه این عمل تغییراتی در تنوع گونه های Mycorrhizal   بوجود می آورد.

 (Del van et al .,1999;Moynahan et al .,2002;Markkola et al ., 2002)

فلزات سمی نیز کلونی ریشه گیاهان را توسط قارچ ectomycorrhizal و ترکیب گونه های ectomycorrhizal نیز کاهش می دهد.(Fay & Mitchell ., 1999;Hartly et al .,1999;Markkola et al ., 2002)

تحقیقات در خصوص مسمومیت فلزی توسط قارچ های Mycorrhizal ،تغییرات وسیع درون و برون گروهی ویژه ئی را در حساسیت آشکار کرده است. (Hartly et al .,1997)

بعضی از مطالعات دیگر پیشنهاد داده اند جائیکه درجه آلودگی فلزات سمی و انتخاب فشار بالا است، انتخاب اکوتیپهای (ecotypes) مقاوم بوجود می آید. (Sharples et al ., 2000, 2001)

 

قارچ میکوریزال (Mycorrhizal) که بصورت مسالمت آمیز با گیاهان زندگی می کند می تواند فلزات را از اجزاء خاک در خود تجمع نماید و این مسئله می تواند پیامدهائی برای تغذیه فلزی زندگی مسالمت آمیز داشته باشد و نیز در افزایش و یا کاهش مسمومیت موثر است. (Fomina et al ., 2005 , 2006)

 

از آنجائیکه گیاهان در خاکهای آهنی فلزی (Metalliferous) رشد می کنند، عموماً میکوریزالی (Mycorrhizal) هستند.

یک نقش اکولوژیکی مهم برای قارچ ها غالباً مورد ادعا قرار گرفته است، اگر چه اثبات چنین نقشی (محافظت از گیاهان) (phytoprotection) غالباً مشکل است. (Meharg & Cairney ., 2000)

 

قارچ هائی که در مناطق غیر حاصلخیز و اسیدی می رویند (Ericaceous) کاملاً وابسته به حضور میکوریزال های آری کد ( eri coid Mycorrhizals) (گیاهانی که زندگی مسالمت آمیز دوجانبه با سایر گیاهان دارند) برای محافظت در برابر مس هستند. و قارچ ،مسئول جلوگیری از انتقال فلز به سرشاخه های گیاهان است. (Bardley et al ., 1981 , 1982)

 

قارچ های AM (Arbuscular Mycorrhizas) از مکانهای آلوده به فلز غالباً نسبت به سایر قارچ های جدا شده از آستانه تحمل فلزی برخوردارند.

بعنوان نمونه کادمیوم و روی امکان منفعت را از طریق مقاومت فلزی جذب مواد غذائی و سایر برای گیاهان دارد.

اگر چه در بعضی از موارد گیاهان AM ضرورتاً برای زنده ماندن نیازمند کلونی قارچی نمی باشند. (Griffioen ., 1994)

 

غالباً ادعا شده است که میکوریزال ها موانعی برای جذب فلزات سنی بالقوه فراهم  می آورند.

(Wilkins ., 1991; Cairnry & Meharg ., 2000)البته ادعای فوق برای هر موردی تائید نشده است.

 

بعلاوه AM ممکن است در بعضی از موارد تجمع فلزات ضروری را افزایش دهد، مگر اینکه برای تنظیم عدم افزایش تنظیمات و ترتیبات خاصی برای استفاده از AM در نظر گرفته شود، در غیر اینصورت و با تجمع پیش از حد فلزات ضروری امکان بوجود آمدن مسمومیت گیاهی (Phytotoxieity) متصور است. (Killham & Firestone ., 1983)

 

عموماً اینگونه نتیجه گیری می شود که شرایط محلی در سایت های آلوده به فلزات سمی ممکن است ارتباط هزینه – منفعت را بین گیاه و قارچ AM تعیین کند.

البته واکنش ها و اثرات متقابل مرگ آور، خنثی و یا سودمند، همگی  در خصوص فوق مستند شده اند. (Cairnry & Meharg ., 2000)

 

برای باکتری های میکوریزالی که در مناطق غیر حاصلخیز و اسیدی زندگی می کنند (Ericaceous) حمایت و حفاظت آشکار میزبان برای گیاهان موجود در مناطق فوق مشاهده می شود.

این گیاهان عبارتند از:

گونه های کالونا، اریکا و واکسی نیوم (Callvna, Erica & Vaccinium) رشد گیاهان در خاکهای آلوده و یا خاکهای که بصورت طبیعی فلز دارند(Metalliferous)، گونه های گیاهی فوق را در خود جای می دهند.

بعلاوه گیاهان رشد کرده در مناطق غیر حاصخیز و آلوده عموماً در خاکهائی که از کمبود غذائی برخوردارند، یافت می شوند و به نظر می رسد قارچ های میکوریزال با افزایش جذب مواد غذائی منفعت بیشتری برای گیاهان دارند.

(Smith & Read ., 1997)

 

یک اثر پیوند فلزی محافظت کننده در خصوص قارچ اکتومیکوریزال (Ectomycorrhizal (EcM) غالباً ادعا شده است.

 (Leyval et al ., 1997)

 

اگر چه سایر محققین، نبود شواهد آشکاری را گوشزد نموده اند.

 (Dixon & Buschena., 1988; Colpeart & Van Assche ., 1993)

 

قارچ های ریز ساپروتروفیک  (Saprotrophic microfungi) جدا شده از خاکهای آغشته به مواد ارگانیک مرده از مناطق بشدت آلوده به فلزات سنگین در آرژانتین، جمهوری چک و اکراین (Argentina, Czech & Ukraine) گزارش شده است که حاوی گونه های زیر می باشد:

Penicillium, Aspergillus, Trichoderma, Fusarium, Rhizopus, and Mucor, as well as Paecilomyces lilacinus, Nectria invertum, Cladosporium cladosporioides, Altemaria alternate

 (Kubatova et al., 2002; Massaccesi et al., 2002; Fomina, Manichev, Kadoshnikov , Nakonechnaya)

قارچ های ملانینی (حاوی رنگ دانه ملانین) مانند:

 Cladosporium, Alternaria alternate , Aureobasidium  غالباً از خاکهای که حاوی غلظت های بالای مس و جیوه بودند، جدا شده اند.

 (Zhdanova et al ., 1986) و می توانند اعضاء غالب میکوفلورا(mycoflora) برگهای آلوده به فلزاتی باشند که قارچ های فوق روی آنها زندگی می کنند.(Mowll & Gadd., 1985)

 

قارچ های که درون برگها در مناطق تاریک زندگی می کردند، نمونه های جدا شده غالبی بودند که از ریشه های گیاه اریکاهرباسی (Ericaherbacael) در خاکهای آلوده به روی، کادمیوم و سرب زندگی می کردند. (Cevnik et al ., 2000)

 

غلظت های مابین سلولی همانگونه که در باکتری ها مشهود است، ممکن است بواسطه مکانیزمهای انتشار، منتقل و جابجا شوند.   (Macreadic et al ., 1994 & Blaudez et al ., 2000).

 

این چنین مکانیزمهای در هموستاز فلزی نرمال وجود دارد، ولی نیز نقش قابل ملاحظه ئی در غیر سمی کردن فلزات بر عهده دارند.

واکوئل های قارچی نیز نقش مهمی در تنظیم غلظت های یونی فلزی سیستولی (Cystolic) و غیر سمی کردن فلزات و شبه آنها ایفا می نمایند. (White & Gadd., 1986; Gharib & Gadd, 1998; Liu & Culotta, 1999)

 

فقدان واکئول یا یک H⁺ - ATP از واکئول عملیاتی در ساکارومیسس -  سرویسی ای  

(Saccharomyces Cerevisiae)  با افزایش حساسیت و تا حدود بسیار زیادی کاهش ظرفیت سلولها برای تجمیع روی، منگنز، کبالت و نیکل نیز میسر است. (Ramsay & Gadd, 1997)

فلزات فوق عمدتاً  در واکوئل غیر سمی می شوند. (Gadd, 1993& Joho et al ., 1995)

برای فلزاتی نظیر مس و کامیوم (Cd, Cu)، غیر سمی شدن مابین سلولی در قارچ ها عمدتاً بستگی به جداسازی (Sequestration) آنها در سیتوسول(Cytosol) که بواسطه مولکولهای پیوندی فلزی حادث می شوند را، در بر می گیرند. (Hayashi & Mutoh, 1994;Macreadie et al., 1994)

این مولکولهای تجزیه کننده عبارتند از: پروتئین های غنی از سیستین با توده مولکولی کم (metallothioneins) و پیپتیدهای مشتق شده از گلوتاتیون (phytochelatins). (Gharieb & Gadd, 2004) میباشند

در هر صورت باید توجه داشت که سایر تعیین کننده های آستانه در قارچ ها و سایر موجودات می توانند وجود داشته باشند.

بعنوان مثال: پدیده جابجائی و رسوب خارج سلولی از جمله این تعیین کننده گان آستانه تحمل است.

(Whit & Gadd, 1995;Yu et al., 1996;Inovhe et al., 1996).

 

نقل و انتقالات و جابجائی های مواد معدنی و فلزات:

دامنه واکنشها و اثرات متقابل بین میکروارگانیزمهای فلزات و اجزاء خاک می تواند بطرز خارق العاده ئی پیچیده باشد و بخاطر این موضوع، ضرورت دارد که استنتاج و استنباط های زیادی از آزمایشات آزمایشگاهی ساده سازی شده و مورد توجه جدی قرار گیرد. بخاطر اینکه احتمال دارد دامنه موقعیت های طبیعی که محقیقین با آنها روبرو می شوند، بصورت کافی منعکس نگردد.

البته احتمال دارد که بعضی مشاهدات عمومی و نتیجه گیری ها در خصوص فرایندهای درگیر ایجاد شود که ارتباط و وابستگی آنها از اهمیت ویژه ئی برخوردار است.

لذا وجود نتایج آزمایشگاهی فوق در گونه های فلزی در خاک نیز حائز اهمیت است.

نقش نسبی قارچ ها و باکتری ها نیز بستگی به زیست واره ها و ویژه گیهای فیزیکی، شیمیائی ماتریس محیط زیستی    (PH، آب، یونهای عالی و غیر عالی، مولکولها، ترکیبات، کلوئیدها و ذرات) مجتمع در آنها دارد.

توانمندی میکروارگانیزمها در تاثیر گذاری بر گونه های فلزی در خاک از ویژه گیهای مستقیم و غیر مستقیمی که بالانس گونه های فلزی را بین فازهای محلول و غیر محلول تحت تاثیر قرار می دهند، منتنج می شود. 

شکلهای ذیل واکنش ها و عکس العمل های مستقیم و غیر مستقیم گونه های فلزی را با میکروارگانیزمها نشان می دهند :

جابجائی فلزات نیز توسط مکانیزمهای مختلفی صورت می پذیرد.

این مکانیزمها عبارتند از:

پروتون پذیری (Protonation)، کیلاسیون (Chelation) و نقل و انتقالات شیمیائی (Chemical Transformation).

عدم جابجائی فلزات نیز می تواند توسط ترسیب (Precipitation) و یا کریستالیزاسیون (Crystallization) ترکیبات عالی و غیر عالی غیر قابل حل (اگزالات ها و سولفیدها) (Oxalates , Sulfides) یا توسط جذب سطحی، جذب بالا رونده و تجزیه مابین سلولی انجام می گردد. (Glasaur et al., 2004a)

مضافا اینکه واکنش های اکسیداسیون و احیاء (Redox) می توانند فلزات را بر اساس گونه های فلزی ویژه یا محیط میکرو، جابجا یا غیر متحرک نمایند.

 شکل ذیل واکنش های اکسیداسیون و احیاء را نشان می دهد:

 

جابجائی : (Mobilization)

قارچ ها و باکتری ها، گونه ها ی مواد فلزی را از طریق تجزیه و متلاشی کردن ترکیبات فلزی در شکل اکسیدها، فسفات ها، سولفات ها و مواد معدنی پیچیده تر ، به شکل محلول درمی اورند.

موجودات میکروسکوپی فوق نیز توسط مکانیزم دیزورباسیون (واجذبی)، (desorption) ناشی از سایت های مبادله ئی بر مواد معدنی ماسه ئی یا مواد ارگانیک، تحریک می شوند.

اشکال ذیل مکانیزم واپاشی فلزات را توسط میکروارگانیزمها، نشان می دهند:

به نظر می رسد در فرآیند انتقال و جابجائی توسط میکروارگانیزمها چندین مکانیزم از اهمیت ویژه برخوردار باشند.

اول اینکه قارچ ها و باکتریها قادرند به طرق مختلفی محیط زیست و زندگی خود را اسیدی نگه دارند.

انتشار پروتون از طریق پلاسما (H⁺ - ATPase) حفظ بالانس شارژ یا در نتیجه تجمع دی اکسید کربن تنفسی منجر به تشکیل اسید کربنیک می گردد.

فرآیند اسیدی فیکاسیون (Acidification) می تواند نیز در نتیجه واجذبی فلز بواسطه پروتون پذیری سایت های پیوندی باشد.

میکروارگانیزمها یک تعداد متابولیت های خارج سلولی تولید می کنند که می توانند فلزات را در محلول پیچیده کنند.

این متابولیت ها عبارتند از:

پلی ساکاریدها، رنگ دانه ها، اسیدهای ارگانیک و سایدروفورها (Siderophores) (مکانیزمهای بیولوژیکی که فلزات را رهاسازی می کنند).

باکتری های آزاد کننده فلزات اساساً لیگاندهای آهنی سه ظرفیتی کاملاً ویژه ئی هستند. (Fe IIl) (تشکیل ثابت ها غالباً >10³⁰) و توسط طیف وسیعی از قارچ ها و باکتری ها ی ترشح شده که در تجزیه و متلاشی کردن آهن نقش دارند.

این موضوع بخاطر حلالیت پائین Fe III در اوزان PH و در زمانی است که اکثر باکتری ها و قارچ ها زنده هستند.

سایدروفورها (حاملان آهن) معمول ترین ابزارهای دستیابی به آهن توسط باکتری ها و قارچ ها می باشند. (Crichton, 1991) و گونه های فراوان متفاوتی شامل گیاهان در خاک، برای آهن با هم به رقابت می پردازند.

اگر چه سایدروفورها عمدتاً برای دستیابی به آهن تولید می شوند ولی  قادرند با سایر فلزات پیوند بخورند.

فلزاتی مانند: منگنزیم، منگنز، کرومیوم (III)، گالیوم (III) و رادیونئوکلیدها مانند پروتونیم (Iv) (Plutonium).

 (Brich & Bachofen , 1990)قابلیت پیوند دارند

 

اسیدهای اگزالیک و سیتریک معمول ترین اسیدهای ارگانیکی هستند که در خاک وجود دارند و قادرند توسط قارچ های میکوریزال، زالوها و ریشه های گیاهان ،در خاک آزاد و رها گردند.

قدرت حل کردن فلزات در میان جوامع طبیعی قارچی خاک بسیار بالا است.

 (Sayer et al., 1995) ;  (Martino et al ., 2003)

 

اسیدهای ارگانیک در اثر اسیدی بودن شان و ویژه گیهای پیوند فلزی وظایف بسیار مهمی را دارند.

فسفات می تواند از ترکیبات معمولی خاک مثل:

 CaHPO₄, Ca₃(PO₄)₂, FePO₄.4H₂O و AIPO₄ بواسطه معادله لیگاند مستقیم بین فسفات و آنیون ارگانیک و یا با پیوند خوردن فلز به آنیون، رها و آزاد شود.

زیست دستیابی کمپلکس های لیگاند  فلز حل شده، بستگی به سرنوشت محیط زیستی آن دارد.

که شامل جذب سطحی در اجزاء ماتریس خاک یا پتانسیل استفاده توسط زیست واره ها میشود.

نتیرات های فلزی می توانند بنحو شگفت انگیزی در برابر تجزیه میکروبی مقاومت بالائی را از خود نشان دهند. و این موضوع می تواند منجر به نشت فلزات از خاک گردد.

 تولید اسید ارگانیک توسط میکروبها عامل مهمی در تخریب مواد معدنی خاک است. (Adeyemi & Gadd, 2005)

این مواد نقش بسیار مهمی را در فرسایش شیمیائی زیست اندام ها و تشکیل خاک بر عهده دارند. (Gadd et al, 2007)

قارچها نیز می توانند مواد معدنی را بر اثر خرد کردن و شکستن  در طی مراحل رشد باکتریائی بصورت فیزیکی دچار فرسایش کنند.

تولید باکتریائی اسیدهای ارگانیک با زنجیره نیمه طویل و لیگاندهای ویژه (عنصری) (ترکیبات با وزن مولکولی پائین مترشحه از تجزیه قارچی باکتریائی )  بصورت ترکیبی ،قادرند PH را تغییر داده و کیلاسیون (Chelation) را افزایش دهند. (پیوند خوردن یونها و مولکولها به یونهای فلزی) این فرایند منجر به افزایش انتقال و جابجائی اکثر فلزات و سایر عناصر می گردد.

این تحرک و جابجائی نیز لانتانیدها و اکتیندها (Lanthanides & Actinides) را شامل می شود.

باکتری سودوموناس – فولوری سینس (Pseudomonas – fluorescens) می تواند اورانیوم و سایر عناصر کمیاب را از ضایعات معدن کاوی سنگ خاک رس، نشت دهد.

این عمل به تولید کیلاتورهای پیووردین (Pyoverdine chelators) نسبت داده شده است. تحرک و جابجائی اورانیوم از سنگ معدن می تواند در شرایط، از خنثی تا قلیائی بصورت هوازی ،ایجاد گردد، که ممکن است فرآیند مهمی در تعیین محتویات فلزی مشاهده شده در معادن اورانیوم محیط های اطراف باشد. (Kalinowski et al., 2004)

میکروارگانیزمها نیز می توانند فلزات مشخصی را، شبه فلزات و ترکیبات ارگانیک – متالیک را توسط مکانیزمهای اکسیداسیون- احیاء و متیلاسیون جابجا کنند.(Gadd, 1993b, 2000 ;Gharieb et al., 1999)

حلالیت های Fe و Mn در خصوص کاهش Fe(III) به Fe(II) و Mn(Iv) به Mn(II) نیزافزایش می یابد.

(McLean et al., 2002)

اغلب عملیات مربوط به کاهش آهن توسط باکتری های هوازی ویژه ئی که Fe(III)  را بعنوان یک پذیرنده الکترونی ترمینال مورد استفاده قرار می دهند، انجام می شود. باکتری های کاهنده فلزی کاتابولیسمی می توانند طیف وسیعی از فلزات و شبه فلزات را با یک جفت اکسیداسیون و احیاء مناسب شامل: Fe(III), Mn)Iv), Se(Iv), Cr(vI) و U(vI) مورد استفاده قرار دهند.

 (Stolz & Oremland. 1999)

باکتریهای فوق کاهش، حلالیت Fe و Mn را افزایش می دهد.

حلالیت سایر فلزات مثل: U(vI) به U(Iv) و Cr(vI) به Cr(III) نیز کاهش می یابد. و نهایتاً این عملیات منجر به عدم جابجائی و تحرک فلزات می گردد. (Gadd, 2000)

کاهش Hg(II) به Hg(0) توسط باکتری ها و قارچ ها با واسطه گری آنزیم کاهنده مس صورت می پذیرد. این عمل نهایتاً منجر به خروج Hg عنصری خارج از سلولها می گردد. (Hobman et al., 2000)

در مقابل، گونه های معینی از باکتری ها همانند باسیلوس، استرپیتوماسیس     (Bacillus & Streptomyces) می توانند Hg(0) را به Hg(II) اکسیده کنند.(Smith et al., 1998)

بعضی باکتری ها نیز می توانند فلزات معینی را متیله (Methylate) کنند. شامل  Hg, Sn و چندین شبه فلز دیگر در این پروسه قرار دارند.

(Gadd, 2000)

اکسیدهای Fe(III) و Mn(Iv) قویاً فلزات را جذب کرده و بدین ترتیب مانع جابجائی فلزات می شوند.

کاهش میکروبی Fe(III) و Mn(Iv) (جذب میکروبی) ممکن است  رهاسازی این چنین فلزاتی را فراهم آورد.

این چنین فرآیندی به نوبه خود توسط اضافه شدن مواد هموسی یا ترکیبات مرتبط  ،افزایش می یابد.

 (Lovley & Coats., 1997)

 

کاهش Fe(III) توسط باکتری منجر به رهاسازی Mn و Co از جیوتیدها می شود.

و فقط  5% آهن توسط این فلزات جایگزین می گردد. (Bousserihine et al., 1999)

رشته های باکتریائی کاهنده آهن ،40% Pu موجود در خاکهای آلوده را بین 7-6 روز بصورت محلول در می آورند .

 (Rusin et al., 1994)

 

به هر ترتیب باکتری های کاهنده آهن و سولفات ،Ra از ضایعات معدنی اورانیوم را توسط مواد معدنی ، تا حدود بسیار زیادی حل می کنند. (Landa & Gadd., 1995)

اغلب گیاهان آتوتورف (autotrophic) با منشاء کیمولیتوتروفیک (chemolithotrophic)، کشت آنها توسط باکتری اسید دوست(acidophilic) انجام می گردد. این عمل با فیکس کردن CO₂ و دستیابی به انرژی از طریق اکسیداسیون Fe(II) یا ترکیبات سولفور کاهش یافته،  باعث حلالیت فلزات، بخاطر تولید Fe(III) و H₂SO₄ می باشد، می گردد.

(Raulings., 1997 ;Schipper & Saand, 1999)

 

میکروارگانیزمهای درگیر در مکانیزم فوق شامل باکتری های اکسید کننده سولفور (اسیدی تیوباسی لوس - تیواکسیدانس) (Acidithiobacillus thiooxidans) باکتری های اکسید کننده سولفور و آهن اسیدی تیوباسی لوس – تیواکسیدانس (Acidithiobacillus thiooxidans) و باکتری اکسید کننده آهن (Leptospirillum ferrooxidans) در این رده قرار دارند.

(Ewart & Hughes., 1991 ;Bosecker., 1997)

در نتیجه اکسیداسیون سولفور و آهن، سولفیدهای فلزی همزمان با کاهش PH محیط نزدیک شان به محلول تبدیل می شود.

بدین ترتیب محلولیت سایر ترکیبات فلزی شامل فلزات جذب سطحی شده به خاک و اجزاء مواد معدنی حاصل میگردد.

(Ewart & Hughes., 1991 ;Rawlings & silver., 1995 ;Bosecker., 1997 ;Rawlings ., 1997)

 

تثبیت و عدم جابجائی فلزات و شبه آنها در خاک: (Immobilization)

مکانیزمهای زیادی وجود دارد که منجر به عدم تحرک و جابجائی فلزات در خاک می گردند.

اگر چه این مکانیزمها غلظت فلزات را در سطح خارجی آزاد کاهش می دهند، ولی ممکن است حلالیت در بعضی از موارد بواسطه شیفت در تعادل برانگیخته گردد و مسئله فوق به نوبه خود منجر به رهاسازی گونه های فلزی بیشتری در محلول شود.

زیست جذبی (Biosorption) یعنی جذب گونه های ارگانیک محلول و غیر محلول و همچنین گونه های فلز غیر آلی توسط میکروبها که بواسطه مکانیزمهای فیزیکی شیمیائی از قبیل جذب سطحی صورت می پذیرند، تحقق می یابد.

در چنین حالتی ممکن است فعالیت های متابولیکی در سلولهای زنده فرآیند فوق را تحت تاثیر قرار دهند.

این موضوع بخاطر تغییرات در PH، مواد غذائی آلی و غیر آلی و دفع متابولیت ها است. (White et al., 1995)

جذب میکروبی نیز می تواند پیش درآمدی برای تشکیل مواد معدنی پایدار باشد. (Mclean et al., 2002)

گونه های فلزی کاتیونی نیز می توانند از طریق سیستم های انتقال غشائی با ویژه گی و هم ریشه گی متفاوت مابین سلولها تجمیع شوند و به محض ورود در درون سلولها امکان پیوند گونه های فلزی وجود دارد.(پیوند به متالوتیونینز و فیتوکیلاتینز) (Metallothioneins, phyochelatins) که در اشکال کاهش یافته ترسیب گشته و بین ساختارهای درونی سلولی یا اندامک ها قرار گرفته یا به ساختارهای ویژه دیگری منتقل می گردند. مثل واکوئول های قارچی یا اجسام میوه مانند قارچ شکل.

 (Gadd et al., 2000)

گروه های کربکسیل پپتیدو گلیکان ها(peptidoglycan carboxyl groups) محل های پیوندی اصلی هستند که برای کاتیون ها در دیواره های سلولی باکتریای گرم مثبت با گروه های فسفات، بنحو قابل ملاحظه ئی در گونه های گرم منفی مشارکت دارند. (Mclean et al., 2002)

کیتین (chitin) یک بخش بسیار مهم از دیواره های سلولی قارچی است، که یک زیست جذب موثر ، مخصوصاً برای رادیونئوکلیدها است. (Tobin et al ., 1994)

پلیمرهای فلزی- قارچی  و ملامین ها نیز محل های پیوند فلزی بالقوه فراوانی دارند. (Fomina & Gadd., 2002)

قارچها می توانند جاذب های کارآمدی در محدوده گستردئی از اوزان PH برای یونهای فلزی باشند. اگر چه آنها ممکن است فلزات کمتری را در واحد وزن خشک نسبت به مواد معدنی ماسه ئی داشته باشند، ولی جاذب های کارآمدتری در هر واحد مساحت سطح دارند. (Morley & Gadd., 1995)

به نظر می رسد که پیوندهای میکروبی و فرآیندهای زیست مینرالیزاسیون (biomineralization) (تشکیل مواد معدنی توسط موجودات زنده) نقش قابل ملاحظه تری در گونه ئی شدن فلزات و حرکت آنها، نسبت به آنچه را که قبلاً بررسی شده است، داشته باشند. (Mclean et al., 2002)

باید توجه داشت که مورفولوژی قارچی (morphology) نیز ارتباط درونی حیفاها(hyphae) (ریشه های قارچی) و توانمندی قارچ را برای انتقال مواد غذائی میسر می سازد. (اندامک های اکسیژن و متابولیت ها در جابجائی گونه های فلزی و غلظت آنها در اجسام قارچی مهم به نظر می رسند.)(Connolly & Jellison., 1997)

فلزات و رادیونئوکلیدهای با غلظت بالا مخصوصاً رادیوسزیم معمولاً در اندامهای قارچی  basidiomycets در محیط های آلوده در دوران رشد، وجود دارند.  (Gadd, 1997)

با توجه به موارد فوق، در حقیقت می توان این گونه نتیجه گرفت که قارچ های موجود در خاک می توانند، کل میزان رها شده رادیوسیزیم دریافت شده در مزارع علفی بالادست را فیکس و بی تحرک کنند. (Dighton et al., 1991)

طیف وسیعی از ترکیبات پیوندی فلز توسط میکروارگانیزمها تولید می شود و محدوده ترکیبات پیوندی فلزات غیر ویژه از اسیدهای ارگانیک ساده و الکل ها تا پلی ساگاریدها و اسیدهای هیومیک و فولومیک را میکروارگانیزمها تولید می کنند.

 (Sayer & Gadd., 2001)

مواد پلیمیری خارج سلولی، مخلوطی از پلی سارگاریدها و پلی ساگاریدهای میکو و پروتئین ها توسط  باکتریا و قارچ ها نیز تولید می گردند. (Whit & Gadd., 1998)

پلی ساکاریدهای خارجی نیز می توانند مواد، ذرات را همچون سولفیدهای فلز و اکسیدها جذب کرده و یا بدام اندازند.

 (Flemming – Melo., 1995)

فرآیندهای فوق ممکن است مخصوصاً در بیوفیلم ها مهم باشند. (White & Gadd., 2000)

ژنتیک و بیوشیمی مکانیزمهای مقاومت فلز عمدتاً در موجودات شناور آزاد مطالعه شده است.

در هر صورت باکتری های زیادی در محیط زیست وجود دارند که  به سطح بیوفیلمها چسبیده اند. (چسبش میکروارگانیزمهای آزاد روی سطح یک ماده).

بیوفیلم باکتری ها معمولاً در ماتریس مواد پلیمری خارج سلولی که از پلی ساگاریدها، پروتئین ها و اسیدهای نئوکلید تشکیل یافته است، پنهان می شوند.

این موضوع ممکن است مقاومت را در برابر فشارهای خارجی در مقایسه با موجودات شناور آزاد، افزایش دهد.

 (Teitzel & Parsek., 2003)

برای سلولهای پلانکتونی، سلولهای رشد کننده لگاریتمی مقاومت بیشتری در برابر فشارهای مس و سرب نسبت به سلولهای با فاز ثابت، وجود دارد.

به نظر می رسد که بیوفیلم ها در برابر فلزات سنگین مقاوم تر باشند، در صورتیکه در برابر فازهای ثابت و سلولهای پلانکتونی رشد کننده لگاریتمی ،وضعیت اینگونه نیست.

مواد پلیمری خارج سلولی که یک بیوفیلم را در خود جای می دهند ممکن است مسئول حفاظت سلولها در برابر فشارهای فلزی باشند. این عمل توسط پیوند یا کند کردن انتشار فلزات مابین بیوفیلم ها صورت می پذیرد. (Teitzel & Parsek., 2003)

 Th⁴⁺  یا   Al³⁺ رسوبی را تشکیل می دهند که در کشت های آزمایشگاهی برادی ریزوبیوم  و سینوریزوبیوم (Bradyrhizobium & Sinorhizobium) شکل می گیرد. که در حقیقت یک مکانیزم دفاعی است که بر اساس ترسیب فلز توسط پلیمرهای خارج سلولی ، استواراست. (Santamaria et al., 2003)

در میان فلزات آزمایش شده فقط Fe³⁺  ،   Al³⁺ و Th⁴⁺ قادربه تشکیل رسوب میباشند.  Al³⁺  احتمالاً یکی از ترکیبات طبیعی خاک در برابر مکانیزم دفاعی فوق است.

مکانیزم دفاعی متفاوتی بر اساس ترسیب آلومینیوم خارج سلولی بین یک باقیمانده ژلاتینی است که برای فلورسین ها            (P. fluorescens) شرح داده شده است.(Appanna & St. Pierre)

  پلیمر  فوق عمدتاً از فسفاتی دیل تانولامین phosphatidylethanolamine  تشکیل شده است.

هنگامیکه فلزات به پلیمرهای خارج سلولی و سطوح باکتریای پیوند می خورند در واقع دلیلی برای افزایش مقاومت فلزی بیوفیلم های رشد دهنده باکتری هستند. این وضعیت مکانیزم دفاعی درگیر برای حذف فیزیکی کپسول و عدد پیوند فلزیست.

 (Santamaria et al., 2003)

کاهش میکروبی فلزات معینی با حالت اکسیداسیون و احیاء پائین تر ممکن است منجر به کاهش جابجائی و مسمومیت فلزات گردد.(Lovley, 2001 ; Finneran., et al 1997)

این چنین فرآیندهائی ممکن است در مکانیزمهای رسوبی فلزات دیگر نیز وجود داشته باشد. برای مثال در سیستم های باکتریهای کاهنده سولفات جائی که کاهش Cr(vI) می تواند در نتیجه کاهش مستقیم توسط Fe²⁺   و سولفید تولید شده، باشد.

کاهش هوازی یا غیرهوازی Cr(VI) به Cr(III) در میکروارگانیزمها فراوان و گسترده است.  Cr(vI)  to Cr(III)

ا Smith & Gadd., 2000) ;Mclean & Beveridge.,2001)

U(VI) توسط میکروارگانیزمهای کاتابولیسمی (سوخت و ساز) Fe(III)  به U(IV) کاهش می یابد. این کاهش در قابلیت انحلال می تواند اساس و پایه حذف اورانیوم (U) از آبهای آلوده و نشت آبها باشد. (Lovle & Coates, 1997)

نیترات ها نیز می توانند مانع کاهش U(VI) شوند و زمانیکه حذف شوند، قادرند U(VI) و Fe(III) را بصورت همزمان کاهش دهند.

هنگامیکه نیتراتها به رسوباتی که U(VI) کاهش یافته است اضافه شوند در چنین حالتی U(VI) مجدداً در محلول ظاهر می گردد.(Finneran et al., 2002_b)

هنگامیکه  بیوفیلم های سودوموناس ایروگینوسا (Pseudomonas aeruginosa) در معرض مقدار نسبتاً بالائی  (i.e., 0.5 to 5 mmol L^-1) قرار می گیرند،کاهش یونهای پلاتینی(طلا) صورت گرفته و منجر به تشکیل کلوئیدهای متالیکی پلاتینی درون سلولی و برون سلولی می گردد.

 

بیشتر مینرالیزاسیونها (تشکیل موا معدنی) در سطوح سلولی تشکیل شده و فقط مقادیر کمتری در بین سلولها وجود دارد و میزان کمی هم در سرتاسر مواد پلیمری برون سلولی(EPSها) وجود دارد. (Kartikeyan & Beveridge., 2002)

باکتری کاتابولیتی کاهنده Fe(III) و archaea قادرند طلا را کاهش داده و منجر به رسوب آن شوند.(Kashefi et al., 2001)

در ستون های شیشه ئی که با خاک ماسه ئی که از یک کارخانه مواد ضد ضربه، پر شده بود، hydrophobic tetralkyileod به مقدار 324 میلی گرم در لیتر که در آب با اکسیژن محلول اشباع شده بود، به سرب غیر آلی منتقل شد و بعد از 740 روز تقریباً 50% آن به سرب آلی تبدیل گردید. (Gallert & Winter., 2004)

باکتری های کاهنده سولفور و سولفات به لحاظ زمین ریخت شیمیائی (geochemically) در ترسیب کاهنده فلزات سمی مهم هستند . بعنوان مثال: [e.g.,U(VI), Cr(VI), Tc(VII), Pd(II)]. (َAubert et al., 1998)

تعدادی از باکتری های کاهنده سولفات مثل Desulfotomaculum reducens ویژه گیهای فیزولوژیکی مشابهی  را برای گروه های باکتریائی کاهنده فلز و سولفات تسهیم می نمایند.

بدین تریتب می توانند Cr(VI), Mn(IV), Fe(III) و U(IV) را بعنوان پذیرنده های الکترونی محض مورد استفاده قرار دهند.

  (Tebo & Obraztsova., 1998)

گونه های شیوانیلا (shwanella) بصورت اختیاری غیر هوازی هستند، باکترهای کاهنده فلزات در محیطهای آبزی و مناطق رسوبی پیدا می شوند. (Nealson et al., 1991 ;Delong., 1993)

این باکتری ها می توانند فلزاتی را که پیوند معدنی دارند و یا محلول می باشند ، کاهش دهند. فلزاتی همانند: Mn(IV), Fe(III) بواسطه مکانیزمهای کاتابولیتی کاهش داده می شوند.

این عمل بدین گونه است که فلز اکسید شده بعنوان یک پذیرنده الکترون برای انتقال الکترون پیوند داده شده به غشاء بصورت زنجیره ئی در طی مراحل تنفس به خدمت گرفته می شود. (Nealson & Saffarini., 1994)

تماس برای کاهش فلزاتی که پیوند جامد دارند ضروری است و باکتری S. Putrefacines تحت شرایط هوازی و غیر هوازی، کاملاً به مواد معدنی می چسبد. (Glasauor et al., 2001, 2003)

حیات بواسطه تنفس فلزی باید مانع بلوکه شدن سایت های غشائی مهم توسط جذب سطحی و ترسیب گردد که باکتری ها بتوانند در حضور مقادیر زیاد فلزات در سطح سلول باقی بمانند.(Beveridge, 1989)

ممکن است sequestration درون سلولی فلزات(جداسازی و تجزیه) مشکلات مرتبط با آنها را کاهش دهد

وS. Putrefacines می توانند ذرات اکسیدآهن درونی را در طی متابولیسم فعال ،شکل دهند. (Glasauor et al., 2002)

Mn(IV) نیز در طی کاهش کاتابولیتی فلزی بعنوان یک پذیرنده الکترون شناخته شده است و گرانول های غنی از Mn در سیتوپلاسم S. Putrefacines ، هنگامیکه birnessite or pyrolusiteβ - MnO₂) بعنوان پذیرنده الکترون در طی مراحل رشد به خدمت گرفته می شوند، بوجود می آید. (Glasauor et al., 2004_b)

باکتری های کاهنده سولفات Sulfate – reducing bacteria (SRB) ترکیبات ارگانیک یا هیدروژنی که با کاهش سولفات همراه است را اکسیده می کنند. بدین ترتیب سولفید تولید می شود. (White & Gadd, 1996_a,_b; 1997)

محصولات انحلال پذیری اغلب سولفیدهای فلزات سنگین خیلی کند هستند. لذا، حتی خروجی سولفید متوسط نیز می تواند فلزات را از محلول حذف نماید. (White & Gadd, 1998_a,_b

اکسیداسیون باکتریای Fe در محیط زیست های با Fe²⁺ کافی و شرایط پشتیبان کننده رشد باکتریای از قبیل آبهای ذهکشی شده و انبارهای ضایعات در مناطق معدنی، خاکهای پیریتیک و هیدریک (رسوبات و نخاله ها)، لوله های زه آب و داکت های آبیاری و ریزوسفورهای گیاهی، در اغلب مکانها وجود دارد.

اکسید کننده های آهن در محیط زیست خاک اسیدی وجود دارند که خاصیت chemolithotrophs acidophilic هستند. مانند: A.ferroxidans که نقش قابل ملاحظه ئی در زه آبهای معادن اسیدی دارد. (Ewart & Huphes, 1991)

قارچ ها نیز فلزات را در محیط زیست خود اکسیده می کنند. لاک بیابان یک لایه فلزی اکسیده شده با ضخامت چند میلمتری روی صخره ها و خاکهای خشک و مناطق نیمه خشک است،که منشاء باکتریائی و قارچی دارد از این نوع است. (Burford et al., 2003)

 

جابجائی و نقل و انتقالات شبه فلزات توسط میکروارگانیزمها:(Metalloid Transformations)

نقل و انتقالات شبه فلزی -میکروبی اصلی در خاک به واسطه دو مکانیزم مهم به نامهای: احیاء و میتلاسیون

(Reduction & methylation) به وقوع می پیوندد.

بعنوان مثال: بعضی از باکتری ها می توانند اکسی آنیون های آرسن و سیلینیوم را تحت عنوان پذیرنده های ترمینال e^- ، در احیاء کاتابولیستی ،سیلینیوم را وارد ترکیبات ارگانیک  نمایند. و بدین ترتیب سیلینیوم وارد  ترکیبات ارگانیک میشود. مثل پروتئین های سیلنیوم دار که در واقع یک احیاء جذبی محسوب میگردد.

کشف آرسنات و باکتری های تنفسی سلناتی در محیط های آلوده و آشکار شدن سریع آنها در کشت های غنی سازی این موضوع را روشن می نماید که آنها به لحاظ متابولیکی در طبیعت گسترده هستند.

اگر چه گونه های باکتریائی که جدا و مشخص شده اند تعداد کمی می باشند، ولی آنها در سرتاسر دامین باکتریائی پخش شده اند.

و شامل باکتری های گرم مثبت، بتا، گاما (β, Υ^-) و( e proteobacteria-) و 

طیف وسیعی از باکتری Chrysiogenes arsenatus  میشوند.

اکسیداسیون یک تعداد از مواد ارگانیک شامل: acetate, lactate, pyruvate, glycerol, ethanol یا هیدروژن می توانند با احیاء آرسلنات و سلنات همراه باشند.

اما دونار واقعی که مورد استفاده قرار می گیرد از یک گونه به گونه دیگر متفاوت است.

آنزیمهای کاهنده همراه با آرسنات و سلنات غشاء و پری پلاستیک نیز تشخیص داده شده اند.

(priplasmic & membrane- associated arsenate & selenate)  (Stolz & Oremland, 1999)

متیلاسیون و والاتیلاسیون مشتقات سلینیوم متیله شده نیز ازویژه گیهای مشترک باکتری و قارچ خاک هستند و ممکن است در انتقال سلنیوم از خاک به محیط های آبی حائز اهمیت باشند. (Dungan & Frankenberger., 1999)

سلنات (SeO₄^2-) و سلنیت (SeO₃^2-) می توانند به Se⁰ کاهش یابد.

 با کاهش SeO₃^2-  ، SeO₄^2-  نیز کاهش مییابد.

 فقط SeO₄^2- می تواند تحت شرایط غیرهوازی از  رشد باکتریائی پشتیبانی نماید.

(Oremland et al1989 ;Stolz & Oremland, 1999  &Oremland &  Stolz, 2000  )

فرآیند مخالف اکسیداسیون Se⁰ می تواند در خاکها نیز وجود داشته باشد.

 (Dowdle & Oremland., 1998 ;Losi&Frankenberger., 1998)

امکان دارد اکسیداسیون Se⁰ نظیر اکسیداسیون S باشد و ممکن است توسط heterotrophs & autotrophs وساطت گردد. (Losi & Frankenberger., 1998)

Se⁴⁺ در شلاب خاکهای (آبکی) هوازی،که با مقادیر پائین Se⁶⁺ که در نتیجه فعالیت های هیتیروتروفیک و تیوباسیلی – آتوتروفیک تولید می شود، محصول اصلی است. (Dowdle & Oremland., 1998)

متیلاسیون سیلینیوم یک ویژه گی همه جا حاضر ارگانیزمها است و می تواند در خاکها، رسوبات و آب شکل گیرد.(Gadd., 1993_b)

باکتری ها و قارچ ها مهمترین میتل کننده های (methylators) Se در خاک هستند.                                      (Karlson & Frankenberger., 1988)

وغالباً ترکیباتی نظیر dimethyl selenid (DMSe)  تولید می کنند .  (Karlson & Frankenberger., 1988);  (Thompson – Eagle et al., 1989)

عاملهای محیط زیستی که بر فعالیت میکروبی اثر می گذارند، می توانند بنحو قابل ملاحظه و برجسته ئی بر متیلاسیون Se اثر بگذارند.

این عاملها عبارتند از: PH، درجه حرارت، تصحیحات ارگانیک و گونه Se: اضافه کردن تصحیح کننده های ارگانیک می تواند متیلاسیون را تهییج و ترغیب نمایند. (Dungan & Frankenberger., 1999)

فرآیند مخالف دی متیلاسیون نیز می تواند در سیستم های آبی و خاکی بوجود آید. دی متیلاسیون غیر هوازی ممکن است توسط باکتری های متیل و تورفیک وساطت گردد. (Oremland et al.,1989)

Tellurium نیز ممکن است توسط احیاء و متیلاسیون جابجا شود. (Chasteen & Bentley., 2003)

متیلاسیون آرسینک می تواند بواسطه موجودات فراوانی با ترکیباتی که ساختار عمومی

(CH₃)_nA_sH_3-n&mono-,di,&trimethylarsine(n=1,2,3, respectively) دارند و ترکیبات فرار اصلی می باشند نیز وساطت گردد. (Bentley & Chasteen., 2002)

احیاء آنیونهای آرسینک توسط آنزیمهای احیاء کننده نیز فرآیندی غالب بوده و کراراً انجام می شود و معرف مقاومت As است. در هر صورت به نظر نمی رسد که این چنین آنزیمهای کاهنده ئی در متیلاسیون زیستی درگیر باشند.           (Bentley & Chasteen., 2002)

میکروبها برای مقاومت آرسینک و آنزیمهائیکه As(III) را به As(v) و As(v) به As(III) اکسیده می کنند، مکانیزمهائی را توسعه و تکامل داده اند.

تجزیه و تلاشی ارگانوآرسنیک های تولید شده از قبیل ترکیبات متیل آرسنیک همانند سایر فلزات و شبه فلزات است.

در چنین حالتی متابولیسم میکروبی و جابجائی و انتقال و یا عدم جابجائی و تثبیت، فرآیندهای بسیار مهمی محسوس می شوند. (Mukhopadhyay et al., 2002)

نقل و انتقالات میکروبی فلزات و مواد معدنی در جیوشیمی خاک:

تولید مواد معدنی توسط میکروارگانیزمها، زیستی بوجود آمدن مواد معدنی نام دارد. (Biomineralization)

این فرایند در واقع تغییرات زیست درگیر محیط زیست میکروارگانیزمهای محلی ئی  است که بواسطه آن شرایطی ایجاد می گردد تا ترسیب شیمیائی فازهای معدنی برون سلولی تحریک  شود.  (Hamilto , 2003)

 فرآیند فوق می تواند از اکسایش یا احیاء میکروبی یک گونه فلزی و متابولیسم وابسته به نقل و انتقالات میکروبی گونه فلزی منتج گردد.

سطوح میکروبی، سایت های واکنشگر شیمیائی را برای جذب سطحی و کمپلکسیون فراهم می آورد.

زیست جذب سطحی بر اساس توضیحات شرح داده شده در شکل ذیل است .

فرآیندهای بعدی می توانند منجر به هسته ئی شدن و تشکیل رسوبات معدنی در اطراف زیست توده گردند.

(Beveridge, 1989; Fortin et al., 1997; Mclean et al., 2002; Burford et al., 2006)

سطوح سلولی باکتریائی فوق العاده واکنش پذیر، یونهای فلزی را پیوند می دهد. (Beveridge, 1989)

آنزیمهای معدنی (سلیکات ها) (Urrutia & Beveridge, 1994)، و حتی مواد نانوی قبلاً شکل گرفته           (Glasaur et al., 2001) از محیط زیست  منجر به تشکیل فازهای معدنی دانه های ریزی (ریزواره) روی سطوح سلولی می گردند.

این واکنش پذیری از وجود دسته عریضی از گروه های با قابلیت یونیزاسیون مانند کربواکسیدات ها و فسفاتهای موجود در لیپوپلی ساکارید (LPS) دیواره های سلولی گرم – منفی و پیپ تی دو گلیکان، اسیدهای تی چورونیک و تی چوئیک باکتری گرم مثبت، بوجود می آید. (Beveridge, 1989)

بعضی اوقات فازهای معدنی نانو حتی می توانند در اجزاء سیتوپلاسمی باکتریا، مانند مگنت، گریگیت             (Bazylinski & Moskowits., 1997) یا هیدرواکسید آهن آموفروز(ساختار غیر کریستالی، ناهمگن) بصورت مستقیم تشکیل شوند. (Glasaur et al., 2002).

ترسیب فلزی خارجی و زیست تشکیل  شدن مواد معدنی  (biomineratization) ممکن است نیز از اثرات غیر مستقیم متابولیسم باکتریائی در جیوشیمی محیط زیستی میکروارگانیزمها منتج گردد. (Lee & Beveridge., 2001)

ترسیب نیز می تواند به علت تولید ترکیبات واکنش پذیری که فلزات را به هم پیوند می دهند یا ترسیب را تسریع می نمایند، ایجاد شود.

(Macaskic et al., 1994; Mossman et al., 1999; Wang et al., 2001)

طبیعت مواد معدنی منتجه ممکن است وابسته به طبیعت سطح سلول، محیط زیست میکروارگانیزمهای سلولی، وجود آنیونهای واکنش پذیر(سولفید، کربونات و فسفات)  باشد.

در هر صورت این چنین زیست ریخته گری مواد معدنی نیز می تواند مستقل از فعالیت میکروبی و روی زیست توده مرده بوجود آید.

فازهای معدنی ممکن است دست خوش تغییرات بیشتری شوند. بعنوان مثال: کریستالیزه شدن با زمان و بعضی از مواد معدنی ممکن است در ساختار خود سایر فلزات را نیز همراه داشته باشند.

(Watson et al., 1995, 2000; Brown et al., 1999; Mclean et al., 2002)

تغییرات پی در پی میکروبی محیط زیست میکروارگانیزمها نیز ممکن است منجر به شرایط فیزیکی – شیمیائی شود که رسوب خود انگیخته فلزی را ترغیب می نماید.(Mclean et al., 2002)

تشکیل فازهای معدنی جامد توسط فرآیندهای باکتریائی ممکن است منجر به رسوب مواد معدنی در طول مقیاس های زمانی جیولوژیکی گردد.(Beveridge et al., 1983)

اگر چه تحقیقات زیادی روی زیست ریخته گری مواد معدنی میکروبی با  استفاده از باکتری ها صورت گرفته است ولی باید به این نکته اصرار ورزید که همه گروه های میکروبی اصلی، نقش هائی در تثبیت و بی تحرک سازی فلزات و تشکیل مواد معدنی دارند.(از قبیل باکتری های سیان، جلبکهای میکرو و قارچ ها)(Gadd, 2004a, b; Gadd et al., 2005)

در صورتیکه فرآیندهای میکروجلبکی و سیان و باکتریائی در محیط زیست های آبزی و در مراحل اولیه تشکیل خاک، از اهمیت فوق العاده بالائی برخوردارند،(کلونیزه شدن صخره ها). (rock colonization) ولی قارچ ها نقش های فوق العاده مهم تری در ارتباط با حل شدن مواد معدنی و تشکیل آنها در خاک دارند. (Gadd, 2006)

کریستالهای اگزالات کلسیم معمولاً همراه با پاتوژنهای مستقل و قارچهای سیم بیوتیک گیاهی (symbiotic) هستند که توسط ترسیب کلسیم حل شده تحت عنوان اگزالات شکل می گیرند. (Gharib et al, 1998; Gadd, 1999, 2007)

اگزالات کلسیم معمول ترین شکلی از اگزالاتی است که در محیط زیست وجود دارد و غالباً در شکل دی هیدرات یا منوهیدرات پایدارتری موجود است. (Gadd. 1999)

اگزالات کلسیم یک تاثیر مهم بر فرآیندهای بیوجیوشیمیائی در خاک دارد و بعنوان یک انبار ذخیره برای کلسیم و اثر گذار در دسترس بودن فسفات عمل می کند. 

شکل ذیل بیانگر این موضوع است:

 

قارچها نیز می توانند اگزالاتهای فلزی دیگری با طیف متنوعی از فلزات متفاوت و فلزاتی که مواد معدنی را بوجود می آورند، تولید کنند.

بعنوان مثال:

در اکثر مناطق خشک و نیمه خشک خاکهای کلسیمی و سنگ های آهکی نزدیک سطح غالباً بصورت ثانویه با کلسیت (CaCO₃)  سیمانی می شوند.(سفت)

اگر چه این پدیده حداقل بخشی از آن به فرآیندهای فیزیکی  شیمیائی نسبت داده می شود، ولی فراوانی فیلامنتهای قارچی کلسینه نشده در پروفیل های فرسایش یافته سنگ آهک گچی و کلسرات های مربعی  دلالت بر فعالیت قارچ ها دارند.

(Verrecchia & Dumont, 1996; Gadd, 1999; Verrecchia, 2000)

شکل ذیل اسکن الکترومیکروگراف هیفای سرپولا هیمانتیودس که با CaCo₃ و منوهیدریت اگزالات کلسیم         CaC₂O₄. H₂O معدنی شده است را نشان می دهد.

 

کلسیت (CaCO₃)  از طریق دفع قارچی اسید اگزالات و ترسیب اگزالات کلسیم، بصورت غیر مستقیم تشکیل می شود و نهایتاً منجر به حل دیواره های خلل و فرج درونی ماتریس سنگ آهک می گردد. بدین ترتیب محلول ،ماتریس را در کربنات آزاد غنی می سازد.

در طی گذر زمان دیواره های محفظه دار، کربنات کلسیم در نتیجه کاهش CO₂ و بدین ترتیب سخت شدن سنگ آهک مجدداً کریستالیزه می گردد.

کریستالهای کلسیت بعنوان سایت های ثانویه بیشتر، ترسیب کلیست در هنگامه تلاشی و تجزیه هیفا ( hyphae) عمل می کنند.

فعالیت قارچ ها، از طریق این فرآیندها در لیتی فیکاسیون (lithification ) (سخت شدن)، تغییرات و تشخیص ترکیبات سنگ آهن ریز سطح، فوق العاده مهم است.

ترکیبات کربناتی معدنی شده نیز همراه با بیوفیلم های باکتریائی یافت می شوند. (Glasauer et al., 2002 )

نقل و انتقالات میکروبی فلزات و مواد معدنی در بیوتکنولوژی محیط زیستی:

چندین مکانیزم ،انتقال مواد معدنی و فلزی توسط میکروبهارا با پتانسیل درمان و تصحیح سرزمینهای آلوده ،بر عهده دارند.

(Gadd, 2004a, b, 2005; Fomina & Gadd, 2007)

استفاده از گیاهان ( Autotrophic leaching) برای تصحیح و درمان جامدات آلوده به فلز (پسماند) از قبیل لجن فاضلاب، ( Sreekrishnan & Tyagi, 1994) . خاک و گل قرمز که ضایعات اصلی ناشی از استخراج آلومینیوم از بواکسیت ( bauxite) است، توسط گیاهان قابل درمان هستند. ( Vachon et al., 1994)

اگر چه بعضی از فرایندها می توانند با استفاده از باکتری اکسید کننده S، مورد استفاده قرار گیرند.

استفاده از راکتورهای زیستی مناسب ترین روشی است که برای انتقال و جابجائی یا تثبیت و بی تحرکی فلزات را از اجزاء خاک میسر می سازد. ( White et al., 1998)

زیست توده باکتریائی و قارچی مرده یا زنده و متابولیت های آنها برای حذف فلزات، رادیو نئوکلیدها و شبه فلزات از محلول توسط جذب سطحی زیستی یا کیلاسیون مورد استفاده قرار میگیرد.( Macaskie, 1991; Gadd, 2001)

پروتئین تنظیم کننده آهن  ( The metalloregulatory protein MerR) که میل ترکیبی و گزینش پذیری بالائی با مرکوری (جیوه) دارد، برای تشکیل جاذب های زیستی میکروبی ویژه حذف جیوه مورد استفاده قرار می گیرد.                   ( Bae et al., 2001, 2002, 2003)

کل جاذب های سلولی با پروتئین (MerR ) که بصورت ژنتیکی در سطح سلولهای ای کولائی ( E. coli)که با استفاده از سپهر پروتئین هسته وار یخی، مهندسی شده است، ساخته می شود.

وجود سطح در معرض قرار گرفته با پروتئین (MerR) در گونه های مهندسی جذب زیستی Hg²⁺ را شش برابر بیشتر از سلولهای نوع وحشی، توانمند می نماید.

پیوند Hg²⁺ از طریق MerR کاملاً ویژه است و هیچگونه کاهش قابل مشاهده ای حتی در حضور صد برابر اضافه Cd²⁺ و Zn²⁺ رویت نگردیده است. (Bae et al., 2003)

 پروتئین های تنظیم کننده فلزات برای طیف متنوعی از فلزات سمی در حال حاضر وجود دارند.

این نتایج بدین معنی است که جاذبه های زیستی میکروبی فرآیندی پروتئین های تنظیم کننده فلزات ممکن است برای حذف سایر فلزات مهم بصورت یکسانی مورد استفاده قرار گیرند. (Bae et al., 2000, 2003)

کلاتین های گیاهی (PCs) در واقع پپتیدهائی هستند که پیوندهای فلزی گسترده ئی با سیستین دارند.

این مواد از منظر آنزیمی در گیاهان و مخمرهای ناشی از گلوتاتیون ( glutathione) در عکس العمل با فشار فلزات سنگین که بواسطه آنزیم PC synthase (EC2.3.2.15) صورت می گیرد، سنتز می شوند.

در مطالعه ئی، برای افزایش توانمندی سلولهای باکتریائی به منظور تجمع فلزات سنگین، ژن  the Arabidopsis thaliana، توسط آنزیم Pc synthase (AtPCS) در E.coli رمزدار گردید.

هنگامیکه سلولهائی باکتریای که آنزیم AtPCSدارند در حضور کادمیم یا آرسینک شبه فلزی قرار گرفتند، محتوای فلزی سلولی به ترتیب 20 و 50 برابر افزایش یافت.

میزان فوق العاده فزآیند ه ی آنزیم (Pc synthase) در گونه های باکتریائی طریق مطمئنی برای بهبود فلزات سنگین از قبیل Cd یا شبه فلز As در موجودات زنده برای استفاده در فرآیندهای تصحیح و درمان زیست منظر ( bioremediation processes) مشاهده گردید. ( Valls et al., 2000; Sauge-Merle et al., 2003)

فعالیت های میکروبی در محیط های زیر سطحی غیر هوازی نیز امکاناتی را برای زیست درمانی (bioremediation) رادیو نئوکلیدها و فلزات فراهم می آورد.

شبه فلزاتی که ترکیبات غیر قابل حل شکل می دهند، هنگامیکه کاهش می یابند عبارتند از: Se(0), Sr(III), Tc(Iv)  و U(Iv) هستند.

 ( Thompson-Eagle & Frankenberger, 1992; Lovley & Coates, 1997; Stolz & Oremland, 1999; Hockin & Gadd, 2003, 2006)

کاهش میکروبی U(vI) به U(Iv) یک راهبرد زیست درمانی برای آبهای زیرزمینی آلوده به اورانیوم محسوب می شود.       ( Lovley et al., 1991; Lovley, 1995)

در نتیجه کاهش U(vI)، تحت شرایط غیر هوازی U(Iv) تولید می شود که نوعاً از آبهای زیرزمینی در شکل اورانیت معدنی غیر محلول ( insoluble mineral uraninite) ترسیب می گردد.

نتایج تحقیقات ( Finneran et al,2002b) بیان می دارد که کاهش خالص U(vI) تا زمانیکه نیترات کاهش نیافته است، بوجود نمی آید.

مطالعات مربوط به رسوبات و کشت های خالص نشان می دهد که کاهش قابل ملاحظه ی نیترات در U(vI) و اکسایش میکروبی U(Iv) با نیترات در پایداری و ماندگاری U(vI) محلول در حضور نیترات، وجود دارند.

 پیشنهاد شده است که اکسایش غیر هوازی U(Iv) به U(vI) با نیترات که بعنوان پذیرنده الکترون در خدمت گرفته می شود ممکن است یک راهبرد بدیع ،برای حلالیت و استخراج ترسیبات میکروبی U(Iv) را از محیط های زیر سطحی فراهم آورد. (Finneran et al., 2002a, b)

در خصوص زیست درمانی (bioremediation) ،کاهش آلاینده ها معمولاً به فرآیندهای غیر هوازی محدود می شوند و در مقابل فلزاتی که حالت اکسایش منفرد دارند بی تاثیر است.

ترسیب به روشهای دیگر مزیت تولید اشکال پایدار شیمیائی فلزات را بهمراه دارد و استفاده از آنها به کاهش دادن فلزات محدود نمی شود.

در ارتباط با ترسیب فلزات به روش بیولوژیک، سولفیدهای فلزی و فسفات های فلزی به دلیل حلالیت پائین شان نیز مورد تحقیق قرار گرفته اند.

تولید سولفید معمولاً یک فرآیند غیر هوازی است. رهاسازی فسفات از طریق هیدرولیزاسیون یک فسفات ارگانیک نشان داده است که روش موثری برای ترسیب فلزی، فلزاتی که رسوب آنها روی سطح سولها در شکل فسفات های فلزی غیر محلول است، محسوب می شود. ( Macas kie, 1991)

مضافاً اینکه ترسیب فلز توسط فسفات های مترشحه که از هیدرولیز پلی فسفات تولید شده است، بعنوان مکانیزمی برای حذف فلزات و اکتنیدها از فاضلابهای آبی، پیشنهاد شده است.

باکتری ( Acinetobacter johnsonii) در حذف لانتانوم ( lanthanum) از محلول موثر است.                          ( Boswell et al., 1999, 2001)

در یک راکتور زیستی استفاده شده، زیست توده بین یک فاز هوازی در چرخه قرار گرفت و فسفات در شکل پلی فسفات تجمع و انبار گردید. و در یک فاز غیر هوازی فسفات از میکروارگانیزمها آزاد گردید.

در کنسرتیوم (ائتلاف) مخلوط باکتریائی دیگری که برای توانمندیش در چرخاندن فسفات غنی گردید، مشاهده شد که این مخلوط باکتریائی قادر است بیش از 98% ، ( 1.5( mmoll L^-1 در لیتر از نیترات اورانیل را به  پیش از 0.5 g اورانیوم  در گرم از وزن سلولی خشک  راحذف نماید. ( Renninger et al., 2001)

در یک سیستم دو مرحله دیگری، باکتری ( P.aeruginosa) را برای مقاومتش در برابر تحمل فلز و توانمندی باکتری برای تجمع مقدار زیاد پلی فسفات ها، مورد استفاده قرار گرفت.

در چنین حالتی پیوند فلز بعد از تجزیه، تخریب پلی فسفات را از سلولها میسر ساخت.

سیستم فوق اورانیل را در شکل فسفات اورانیل از محلول حذف نمود،  به گونه ئی که نیازمند یک منبع فسفات ارگانیک نبود. سیستم کلاسیون و سلولهای زنده نیزاین محلول وجود نداشت. (Renninger et al., 2004)

سولفید تولید شده از طریق کاهش سولفات نقش اصلی را در بی تحرک سازی سولفید فلز در رسوبات بازی می کند،  این نقش در درمان زیستی فلزات در آبها و نشت های خاک نیز کاربرد دارد.

فرآیند دیگری برای باکتری اکسید کننده آهن و سولفور به منظور آزاد سازی فلزات از خاکها در شکل محلول سولفات اسیدی که عمدتاً همه فلزات را قادر می سازد که توسط کاهش باکتریائی سولفات حذف شوند نیز مورد استفاده قرار می گیرد.

 ( White et al., 1998)

راکتورهای زیستی با مقیاس بزرگ در حقیقت برای کاهش باکتریائی سولفات به منظور تصفیه آبهای آلوده به فلز توسعه یافته اند .( Barnes et al., 1992; Gadd, 1992b)

تصفیه و درمان گیاهی با استفاده از گیاهان برای حذف یا غیر سمی کردن آلاینده های محیط زیستی نیز مورد توجه جدی قرار دارد.

( Baker & Brooks, 1989; Salt et al., 1998)

اگر چه میکروارگانیزمهای سیم بیوتیک و شناور آزاد بهره وری گیاه، زیست دسترسی فلز و واکنش های متقابل را تحت تاثیر قرار می دهند ولی چندین مطالعه یک پارچه و مطالعات تصفیه گیاهی زیادی نیز بدون رجوع به فرآیندهای مشارکتی میکروبی انجام شده است.

تصفیه گیاهی می تواند به دو طریق ذیل انجام شود:

1-    ( phytoextraction) عصاره گیری گیاهی، یعنی حذف آلاینده ها از خاک و انتقال آنها از طریق گیاه به برگها و سرشاخه ها.

2-   تخریب و تجزیه گیاهی ( phytodegradation)، یعنی تجزیه و تخریب آلاینده ها توسط سیستم های میکروبی گیاهان، فیلتراسیون ریزوسفری rhizofiltration)) ، یعنی جذب آلایندها توسط ریشه های گیاه، تثبیت گیاهی phytostabilization)) یعنی کاهش زیست دسترسی آلاینده ها با وساطت گیاه، فرار سازی گیاهی                    ( phytovolatilization) به معنی فرار کردن آلاینده ها( phytoscrubbing) توسط گیاه و نهایتاً خارستان(خردکردن) سازی گیاهی به روش حذف آلاینده های اتمسفری توسط گیاهان صورت میپذیرد.

بیشترین توجه در خصوص حذف فلزات با دو راهبرد حذف ،تمرکز یافته است. این دو راهبرد عبارتند از: 1- کیلاسیون و به دنبال آن عصاره گیری گیاهی مداوم. کاربرد کیلات های مصنوعی مختلف می تواند تجمع فلز در گیاه را افزایش دهد.

( Huang et al., 1997; Salt et al., 1998)

عصاره گیری توسط گیاهان به کمک کیلات بخاطر اینکه گیاهان نمی توانند عناصر سمی مهم را از قبیل سرب، کادمیم، آرسینک و رادیونئوکلیدهای فراوانی را در سطوح که از نظر سابقه تصفیه حائز اهمیت باشد را، تجمع نمایند، امروزه توسعه یافته است.

عصاره گیری مداوم فلزات بر اساس ویژه گیهای گیاهانی است که منجر به تجمع فلزات در بافت های هوائی گیاه می شود.

 تجمع پذیرهای سوپر طبیعی فراوانی غالباً زیست توده پائینی را از خود نشان می دهد و میزان های رشد کند برای عناصر مهمی از قبیل سرب، کادمیم، آرسنیک و اورانیوم ناشناخته مانده است. ( Salt et al., 1998)

به نظر می رسد که عناصری مانند نیکل، روی و سلنیوم به مقدار فراوانی در گیاهان تجمع پیدا می کنند.                   (Salt et al., 1998)

گیاهان مکانیزمهای مقاومت فلزی در تطابق با میکروارگانیزم ها را از خود نشان میدهند.

این مکانیزمها عبارتند از: کیلاسیون، تقسیم بندی درون سلولی و نقل و انتقالات و جابجائی ها.

اگر چه گیاهان نسبتاً ممکن است در مقایسه با میکروارگانیزمها به فلزات حساس باشند، لذا به کارگیری مقاومت فلز ممکن است ابزاری برای درمان گیاهی فراهم آورد.

آنزیم کاهنده Hg²⁺ باکتریائی در باکتری ( Arabidopsis thaliana) نشان داده شده است. ( Rugh et al., 1996)

بعلاوه باکتری درون گیاهی نیز در این زمینه مورد تحقیق و بررسی قرار گرفته است.

در یک زمینه ارگانیک با کتری های درون گیاهی مهندسی شده برای افزایش مقاومت گیاهی نشان داده شده اند.                 ( Barac et al., 2004; Newman & Reynolds, 2005)

 فلزات باکتری درون گیاهی مقاوم به فلزات سنگین دارای صفات ارثی جدید به منظور اثرات بر جذب فلز توسط گیاهان میزبانشان نیز مورد مطالعه قرار گرفته است. ( Lodewyckx et al., 2001)

کاربرد روشهای درمانی مشخصی در ارتباط با خاکهای آلوده که منجر به تثبیت و بی تحرک سازی فلزات می گردد، از قبیل درمان توسط آهک یا فسفات نشان داده اند که تحت شرایط میدانی، درمان طبیعی خاک افزایش یافته که منجر به بهبود رشد گیاهان و افزایش فعالیت میکروبی و تنوع آنها می گردد.

مضافاً اینکه انتقال و جابجائی فلزات در خارج از سایت کاهش می یابد، در صورتیکه پایداری دراز مدت کمپلکسیون های فلزات معین از قبیل پرومرفیت های فلزی در سیستم های مدل نشان داده شده اند. ( Adriano et al., 2004)

تاثیر ریشه های گیاه و میکروبهای آنها و اجتماع میکوریزال بر این چنین پایداری غالباً مورد توجه قرار نمی گیرد.

پرومرفیت ( [Pb₅(PO₄)₃CI)

 که می تواند در خاکهای آلوده صنعتی و شهری شکل گیرد،قادر است توسط قارچ حل کننده فسفات تحلیل رفته و بصورت همزمان تولید اگزالات سرب را فراهم آورد.             ( Sayer et al., 1999; Fomina et al., 2004)

بعضی از ویژه گیهای شرح داده شده در بالا قبلاً در نژادهای معینی موجود است که می توانند از طریق دستکاری های ژنتیکی با هم ترکیب یافته و بهبود یابند و در موارد دیگری، دانش واکنش های مرتبط با فلز – میکروب ممکن است بهینه سازی بیشتر فرآیندهای مطلوب را توسط تغییر در شرایط فیزیکی شیمیائی منطقه آلوده میسر سازند.

یک ترکیب مهندسی ژنتیک با مهندسی اکولوژیکی مناسب از سایت های آلوده ممکن است از اهمیت ویژه ئی در راهبردهای زیست درمانی بیشتری برخوردار باشد.                               ( Valls & de Lorenzo, 2002)

اگر چه این موضوع در معرض موانع سیاسی و قانونی قابل ملاحظه ئی نیزقرار دارد.

 

نتیجه گیری و دستورالعمل هائی برای آینده :

در این مقاله بعضی از جنبه های نقل و انتقالات و جابجائی های فلزات توسط میکروارگانیزمها در ارتباط با محیط زیست خاک مورد بررسی قرار گرفت.

کاملاً واضح و مبرهن است که واکنش های متقابل میکروب – فلز در انواعی از خاکها مهم هستند و این مهم ربطی به اهمیت در چرخه بیوجیوشیمیائی فلزات همراه با عناصر و مواد غذائی و بهره وری گیاهان ندارد بلکه بخشی از پروسه پاک سازی خاک ها محسوب میشود.

کاربرد و پتانسیل فرآیندهای گیاه – میکروب و میکروبی طبیعی نیز سر فصل های قابل رشدی هستند که در ناحیه درمان زیستی مدنظر می باشند.

در هر صورت آنالیز و درک اثرات فلزات سمی بر جوامع میکروبی علی رغم تحقیقات گسترده ،نسبتاً محدود است و مطالعات زیادی وجود دارد که مختص یک سایت است.

مضافا اینکه پیچیدگی واکنش های متقابل بین گونه های فلزی و اجزاء خاک و همچنین بین گونه های فلزی و میکروارگانیزمها عاملهای اصلی هستند که محدودیت های شیمیائی و تکنیک های بیولوژیکی از این قبیل محدودیت ها می باشند، و باید بصورت کاملاً معناداری بکار گرفته شوند.

آزمایشات آزمایشگاهی و بررسی های میدانی کوتاه مدت ممکن است اطلاعات گسترده ئی را فراهم نماید.

اگر چه این مهم غالباً ارتباط کمتری با محیط زیست های طبیعی آلوده و طبیعی دارد.

نبود اطلاعات پایه معنادار و فقر اطلاعاتی تغییرات در گونه های فلزی، جوامع میکروبی، ساختار خاک و ترکیب آن نیز می تواند مانع مطالعات سایت های به لحاظ تاریخی آلوده و دراز مدت گردد.

مطالعات کشت خالص ممکن است برای تشکیک های قابل پیش بینی و معمول باز باشد.

 واکنشهای متقابل میکروب – فلز، داده های بنیادین جمع آوری شده از اهمیت بالائی برخوردار بوده و ارتباط گسترده ئی با درک ما از بیولوژیِ پروکریوتیک و ایوکریوتیک دارد و همچنین چشم اندازهائی  در خصوص نقش های طبیعی و پتانسیل را در بیوتکنولوژی محیط زیستی فراهم می آورد.

 تکنیک های ژنومیک و مولکولی بدیع و توسعه گر برای جوامع میکروبی دارای خصوصیات خاص و عملکرد آنها مراحل مهمی را در پیشبرد درک ما از فلزات و جوامع میکروبی خاک تسریع خواهد نمود، و کاملاً روشن است که روشهای مبتنی بر کشت هنوز هم با ارزش هستند.

 

تشکیک ها در ارتباط با ایده اینکه اکثر میکروارگانیزمهای خاک غیر قابل کشت نقش قابل ملاحظه ئی دارند، باید بدور ریخته شوند.

برای غور و بررسی عمیق تنوع متابولیکی، ابزار و روشهای بهبود یافته کشت و نیز جمعیت غیر قابل کشت فوق العاده مفیدمیباشند.

اطلاعات ژنومیکی در خصوص میکروارگانیزمهای مرتبط و مناسب محیط زیستی بنحو فزآینده ای موجود است. و همراه با روشهای معتبر برای کاربرد دارند، بعنوان مثال:

استخراج DNA، آنالیز فیلوژنتیکی، تصویر برداری سلولی، نشان گذاری زیستی و استفاده از مولکولهای نشانگر همگی بهبودهائی را در درک و فهم انسان توسعه می دهند و نواحی مهمی از تحقیقات آزمایشگاهی و پایه میدانی را تطبیقاً در خدمت میگیرند.

مطالعات بیشتر نیز وابسته به روشهای میان رشته ئی که در برگیرنده همه جنبه های بیولوژی، شیمی، مدلینگ ریاضی، مواد معدنی شناسی و جیوشیمی می باشند،  باید مدنظر قرار گیرد.

 بیولوژی سیستم ها درک ما را از خاک بعنوان یک محیط زیست پیچیده افزایش می دهد  ولی این مهم در حال حاضر تا حدود بسیار زیادی بر حدس و گمان استوار است.

نکته آخر اینکه موجودات ریز در سم زدائی وغنی کردن خاک در محیط زیست نقش فوق العاده برجسته ئی دارند و تقریبا هیچ خاک حاصل خیز کشاورزی بدون این جانوران ریز نقش امکان ادامه حیات نخواهد داشت و انسان برای اینکه از زندگی خود در محیط زیست لذت ببرد ناگزیر به اهمیت دادن به نقش میکروارگانیزمها در خاک است چرا که خاک منبع و ممد حیات همه موجودات در ارض زمین است-به امید محیط زیستی پایدار همراه با خاکی حاصل خیز-

دکتر سلطانی نژاد1396/02/23 

 

گرد آوری و تدوین:دکتر سلطانی نژاد

آلودگی خاک با مواد رادیواکتیو و مکانیزم های کنترل آن

 

 

آلودگی خاک با عناصر رادیو اکتیو و نحوه درمان خاک:

پیشگفتار:

ایزوتوپهای رادیو اکتیو بعضی از فلزات و شبه آنها بصورت طبیعی و همچنین در نتیجه فعالیت های انسانی در سیستم های خاک بوجود می آیند.

حرکت عناصر فوق و زیست دستیابی (میزان و مقدار مواد رادیو اکتیو در بدنه محیط زیست یعنی اب ،خاک، گیاهان،جانوران و انسانbioavailability )آنها در سیستم های زنده مسئله ئی در خور توجه است که باید در مورد آن تحقیقات گسترده ئی صورت گیرد.

این مهم در خصوص فلزات رادیواکتیو و غیر رادیواکتیو صادق است.

 

در این مقاله کوشش می شود تا بعضی از فلزات رادیواکتیو که باعث آلودگی خاک می گردند، مورد بررسی قرار گیرند.

 تفاوت های مهمی وجود دارد که می شود فلزات رادیواکتیو را بصورت جداگانه در خاک درمان و تصحیح نمود.

ادامه مطلب

 

 گرد آوری و تدوین:دکتر سلطانی نژاد

 مکانیزمهای تجربی و عملیاتی کنترل آلودگی خاک و تصحیح خاکها وپسماندهای آلوده به فلزات سنگین و شبه فلزات

محیط زیست/ کنترل آلودگی خاک با تکیه بر خاک های آلوده با فلزات سنگین و شبه فلزات:

مدخل بحث:

واقعیت این است که آلودگی خاک با فلزات سنگین و شبه آنها، مانند کرم، آهن، کبالت، نیکل، مس، روی، آرسن، اورانیوم، سرب، کادمیوم و سایر توسط انسان و سایر پدیده های زمین شناسی از قبیل فرآیندهای آتشفشانی و فوران حوضچه های نفتی در سرتاسر قاره های سیاره زمین گسترده است.

این مهم (آلودگی خاک) مشکلات و نگرانیهای جدی ئی را برای اکثر دانشمندان، قانون گزاران و طبقات کاربران اعم از کشاورزان و سایرین، بوجود آورده است.

فلزات و شبه آنها، بر خلاف آلاینده های آلی (organic) ، غیر قابل تجزیه بوده (non biodegradable) و قابلیت تجمع پذیری (accumulate) در خاک را دارند.

ادامه مطلب

تالیف: دکتر سلطانی نژاد

انرژیهای جایگزین سوخت های فسیلی/محیط زیست پاک

 

 

حفاظت پایدار محیط زیست/ حفاظت منابع طبیعی غیر قابل تجدید با تکیه بر جایگزین سوخت های فسیلی و استفاده از منابع تجدید پذیر انرژی:

مقدمه:

ما در جای جای این سایت راجع، به سوخت های فسیلی، منابع غیر قابل تجدید، سوخت های پاک و منابع تجدید شونده، بارها و بارها قلم زده ایم، منتهی مراتب بحث حاضر،      چکیده ائی تازه و فشرده ای از مجموعه همه آنچه را که تا بحال در مورد حفاظت پایدار منابع طبیعی و استفاده از انرژی های پاک نوشته ایم، می باشد.

واقعیت این است که انرژی قابل استفاده از هر منبعی بجز سوخت های فسیلی یعنی، نفت، گاز و ذغال سنگ و حتی انرژی هسته ائی ،انرژی پاک و یا تجدید پذیر و پایدار نام دارد.

بدین ترتیب اگر بخواهیم به حفاظت پایدار منابع طبیعی و استفاده پایدار از انرژی بیاندیشیم، ناگریز به استخدام و در اختیار گرفتن انرژی از منابع تجدید شونده و دائمی هستیم.

انرژی های پاک و با دوامی را که از آنها نام خواهیم برد، عمدتاً تجدید پذیر بوده و بر گیرنده، انرژی های خورشیدی، باد، آب، زمین گرمائی و بیولوژیکی می باشند.

ادامه مطلب