- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
1. IntroductionContamination of soi
1. Introduction
Contamination of soil and water by radionuclide due to nuclear weapon tests, discharge from nuclear installations, disposal of nuclear waste, and occasional nuclear accidents such as those in Chernobyl in 1986 and Fukushima in 2011 poses serious problems to biological systems (Eapen et al., 2006 and Saleh, 2012). Due to the nuclear accidents at Fukushima, the radioisotope of cesium (Cs), Cs-137, which has a half-life of 30 years, was spread over a vast area, contaminating not only soil, but, in all aspects, many ecological systems. Cs-137 is easily transferred from soil to plants, reaching humans directly and indirectly through the food chain. Therefore, the effective removal of Cs-137 from contaminated soils and solutions by mineral and chemical means is essential to reduce the radiation risk to humans (Singh et al., 2009). However, the removal of contaminated surface soil (often up to 40 cm) and immobilization of radionuclide in soil are physically difficult, costly, and impractical (Zhu and Shaw, 2000).
Phytoremediation, especially phytoextraction, is the use of plants for in situ removal of contaminants from soil and solutions. Phytoremediation is a promising technique that can be useful in cleaning up of radionuclides such as Cs-137 (Singh et al., 2009). Emerging decontamination techniques based on phytoextraction have stimulated interest in plant uptake of Cs and have been suggested as low-cost alternatives for remediating Cs-contaminated sites (Lasat et al., 1997). For effective remediation, a potential phytoremediation crop should have the ability to accumulate Cs in the aboveground parts. Knowing these requirements for phytoremediation, many researchers have attempted to find effective methods to remove Cs from contaminated soil using various plant species (Broadley and Willey, 1997 and Broadley et al., 1999), mixtures of reagents (Fuhrmann and Lanzirotti, 2005), lower nitrogen or potassium application (Chou et al., 2005 and Willey and Tang, 2006), and inoculation of mycorrhizal fungi (Entry et al., 1999 and Rosen et al., 2005) into the Cs-contaminated soil to increase remediation effectiveness. The search continues for plants that can efficiently take up Cs from Cs-contaminated soil and solutions and concentrate it in the aboveground parts to facilitate removal. Among all alkaline metals, potassium (K) is the most important cation that competes with Cs+ uptake from soil or solution to plant aboveground parts (Zhu and Smolders, 2000). However, low or lack of K application affects plant growth, as K is an essential macronutrient.
Tsukada et al. (2002) reported strong correlations between distribution of Cs-137 and Cs-133 in plants, finding no significant differences between the uptake of radioactive (Cs-137) and stable Cs (Cs-133) in the sunflower. Thus, the uptake patterns of Cs-137 and Cs-133 in plants is similar. However, according to the results of gene expression of Arabidopsis, low chronic ionizing radiation of Cs-134 influences growth reduction of plant organs caused by important cellular responses that differ from the transcriptional effects influenced by the incorporation of nonradioactive Cs-133 under agar medium ( Sahr et al., 2005).
Napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) has the largest shoot biomass among the herbaceous plants. It produced a world record amount of 85 t ha−1 year−1 dry matter in Puerto Rico ( Cooper, 1975). However, to the best of our knowledge, no research has been reported on the potential of remediation of Cs from hydroponic solution as well as from Cs-contaminated soil and/or solution using napiergrass.
To address the urgent issues regarding Cs-contaminated land in Fukushima Prefecture, the present study was conducted to examine the potential of remediation of Cs using napiergrass, which is known to produce high shoot biomass, in hydroponic solutions containing stable Cs (Cs-133). Cs uptake to plant and Cs adhesion in soil are closely related to soil texture, especially clay and humus contents. To clarify the potential ability of Cs uptake in napiergrass, therefore, an experiment was conducted under hydroponic conditions. We hypothesized a strong correlation between high aboveground biomass and high Cs uptake in napiergrass. Furthermore, we examined the pattern of translocation and accumulation of Cs in the parts of this plant.
2. Materials and methods
A common variety of napiergrass (var. Merkeron) was used in the present study. The experiment was conducted in a greenhouse. Overwintering buds were planted in a cell tray filled with commercial soil. On day 14 (June 1, 2011), nursery plants were transplanted in plastic pots (10 cm in diameter, 8 cm in height) packed with pebbles in plastic containers (31.9-cm wide, 44.9-cm long, and 15.5-cm in height) with Hoagland’s nutrient solution (Hoagland and Arnon, 1950). Plants were then acclimated to hydroponics for 24 h in a greenhouse environment. Cs (atomic weight 133) was set at 0 (as a control), 50, 150, 300, 1000, and 3000 μM using cesium chloride (CsCl) after acclimation in a culture solution. The culture solution was changed weekly. The pH of the solution was adjusted to 7.0 with a portable pH meter (pH/mV Temperature Meter, Asone Ltd., Osaka, Japan) daily throughout the growing period. The plants were cultured until 7 weeks after the start of the Cs treatment. Maximum and minimum temperatures in the greenhouse were maintained at nearly constant temperatures of 39.5 °C±0.7 °C and 17.2 °C±0.4 °C, respectively.
Three individual plants were measured in terms of plant height, tiller numbers, and SPAD value (SPAD-502; Minolta Co., Ltd., Osaka, Japan), which indicates chlorophyll content or color in the leaf. These plants were harvested from each Cs-treatment group for determination of dry matter weight and Cs content in leaf blades and leaf sheaths at 2, 4, and 7 weeks after treatment (WAT). To determine Cs concentrations in the plant, 0.2 g each of dried tissues of the roots, leaf blades, and leaf sheaths were digested in 10 ml HNO3 using a Milestone microwave digestion system (ETHOS; Milestone Inc., Sorisole, Italy). After cooling, the samples were centrifuged. Supernatants were passed through a 0.45-μm filter. Determination was made using an inductively coupled plasma-mass spectrophotometer (ICP-MS; Perkin–Elmer Elan, Co., Ltd., Fremont, CA, USA). Transfer factor (TF) was calculated for Cs uptake in the plants from solution using the following formula: TF=Cs content in the aboveground parts of plant/Cs content in the solution.
2.1. Statistical analysis
Three treatment replications were performed for plant height, tiller numbers, SPAD, leaf dry matter weights of leaf blades and leaf sheaths, and Cs content of the roots, leaf blades, and leaf sheaths. The data obtained in the experiments were subjected to one-way analysis of variance (ANOVA) with Tukey’s multiple range test to determine the significance of the difference between the mean values using Kaleida Graph software.
3. Results and discussion
Cs accumulation and translocation in napiergrass (P. purpurem Schum. var. Merkeron) was studied in hydroponic solutions. Napiergrass was exposed to six different Cs concentrations (50, 150, 300, 1000, and 3000 μM Cs; 0 μM Cs was used as control) for 2, 4, and 7 weeks. Plant height was gradually inhibited with increasing Cs concentration and exposure time ( Table 1). The highest reduction in plant height was observed at 7 WAT with a 3%–57% height reduction compared with the control plant height. Significant differences in plant height were observed between the 300-, 1000-, and 3000-μM Cs treatments and the control treatment. Plant height was reduced by 57% in the 3000-μM Cs solution at 7 WAT. These results accord with those of Wu et al. (2009), who reported gradual inhibition of plant height in Sorghum hybrid and Trifolium plants with increasing Cs concentration in soil using both ambient and elevated CO2 treatments. In that study, a Cs level of 3000 ppm in soil (14,996 ppm Cs in the shoot part) was phytotoxic.
Contamination of soil and water by radionuclide due to nuclear weapon tests, discharge from nuclear installations, disposal of nuclear waste, and occasional nuclear accidents such as those in Chernobyl in 1986 and Fukushima in 2011 poses serious problems to biological systems (Eapen et al., 2006 and Saleh, 2012). Due to the nuclear accidents at Fukushima, the radioisotope of cesium (Cs), Cs-137, which has a half-life of 30 years, was spread over a vast area, contaminating not only soil, but, in all aspects, many ecological systems. Cs-137 is easily transferred from soil to plants, reaching humans directly and indirectly through the food chain. Therefore, the effective removal of Cs-137 from contaminated soils and solutions by mineral and chemical means is essential to reduce the radiation risk to humans (Singh et al., 2009). However, the removal of contaminated surface soil (often up to 40 cm) and immobilization of radionuclide in soil are physically difficult, costly, and impractical (Zhu and Shaw, 2000).
Phytoremediation, especially phytoextraction, is the use of plants for in situ removal of contaminants from soil and solutions. Phytoremediation is a promising technique that can be useful in cleaning up of radionuclides such as Cs-137 (Singh et al., 2009). Emerging decontamination techniques based on phytoextraction have stimulated interest in plant uptake of Cs and have been suggested as low-cost alternatives for remediating Cs-contaminated sites (Lasat et al., 1997). For effective remediation, a potential phytoremediation crop should have the ability to accumulate Cs in the aboveground parts. Knowing these requirements for phytoremediation, many researchers have attempted to find effective methods to remove Cs from contaminated soil using various plant species (Broadley and Willey, 1997 and Broadley et al., 1999), mixtures of reagents (Fuhrmann and Lanzirotti, 2005), lower nitrogen or potassium application (Chou et al., 2005 and Willey and Tang, 2006), and inoculation of mycorrhizal fungi (Entry et al., 1999 and Rosen et al., 2005) into the Cs-contaminated soil to increase remediation effectiveness. The search continues for plants that can efficiently take up Cs from Cs-contaminated soil and solutions and concentrate it in the aboveground parts to facilitate removal. Among all alkaline metals, potassium (K) is the most important cation that competes with Cs+ uptake from soil or solution to plant aboveground parts (Zhu and Smolders, 2000). However, low or lack of K application affects plant growth, as K is an essential macronutrient.
Tsukada et al. (2002) reported strong correlations between distribution of Cs-137 and Cs-133 in plants, finding no significant differences between the uptake of radioactive (Cs-137) and stable Cs (Cs-133) in the sunflower. Thus, the uptake patterns of Cs-137 and Cs-133 in plants is similar. However, according to the results of gene expression of Arabidopsis, low chronic ionizing radiation of Cs-134 influences growth reduction of plant organs caused by important cellular responses that differ from the transcriptional effects influenced by the incorporation of nonradioactive Cs-133 under agar medium ( Sahr et al., 2005).
Napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) has the largest shoot biomass among the herbaceous plants. It produced a world record amount of 85 t ha−1 year−1 dry matter in Puerto Rico ( Cooper, 1975). However, to the best of our knowledge, no research has been reported on the potential of remediation of Cs from hydroponic solution as well as from Cs-contaminated soil and/or solution using napiergrass.
To address the urgent issues regarding Cs-contaminated land in Fukushima Prefecture, the present study was conducted to examine the potential of remediation of Cs using napiergrass, which is known to produce high shoot biomass, in hydroponic solutions containing stable Cs (Cs-133). Cs uptake to plant and Cs adhesion in soil are closely related to soil texture, especially clay and humus contents. To clarify the potential ability of Cs uptake in napiergrass, therefore, an experiment was conducted under hydroponic conditions. We hypothesized a strong correlation between high aboveground biomass and high Cs uptake in napiergrass. Furthermore, we examined the pattern of translocation and accumulation of Cs in the parts of this plant.
2. Materials and methods
A common variety of napiergrass (var. Merkeron) was used in the present study. The experiment was conducted in a greenhouse. Overwintering buds were planted in a cell tray filled with commercial soil. On day 14 (June 1, 2011), nursery plants were transplanted in plastic pots (10 cm in diameter, 8 cm in height) packed with pebbles in plastic containers (31.9-cm wide, 44.9-cm long, and 15.5-cm in height) with Hoagland’s nutrient solution (Hoagland and Arnon, 1950). Plants were then acclimated to hydroponics for 24 h in a greenhouse environment. Cs (atomic weight 133) was set at 0 (as a control), 50, 150, 300, 1000, and 3000 μM using cesium chloride (CsCl) after acclimation in a culture solution. The culture solution was changed weekly. The pH of the solution was adjusted to 7.0 with a portable pH meter (pH/mV Temperature Meter, Asone Ltd., Osaka, Japan) daily throughout the growing period. The plants were cultured until 7 weeks after the start of the Cs treatment. Maximum and minimum temperatures in the greenhouse were maintained at nearly constant temperatures of 39.5 °C±0.7 °C and 17.2 °C±0.4 °C, respectively.
Three individual plants were measured in terms of plant height, tiller numbers, and SPAD value (SPAD-502; Minolta Co., Ltd., Osaka, Japan), which indicates chlorophyll content or color in the leaf. These plants were harvested from each Cs-treatment group for determination of dry matter weight and Cs content in leaf blades and leaf sheaths at 2, 4, and 7 weeks after treatment (WAT). To determine Cs concentrations in the plant, 0.2 g each of dried tissues of the roots, leaf blades, and leaf sheaths were digested in 10 ml HNO3 using a Milestone microwave digestion system (ETHOS; Milestone Inc., Sorisole, Italy). After cooling, the samples were centrifuged. Supernatants were passed through a 0.45-μm filter. Determination was made using an inductively coupled plasma-mass spectrophotometer (ICP-MS; Perkin–Elmer Elan, Co., Ltd., Fremont, CA, USA). Transfer factor (TF) was calculated for Cs uptake in the plants from solution using the following formula: TF=Cs content in the aboveground parts of plant/Cs content in the solution.
2.1. Statistical analysis
Three treatment replications were performed for plant height, tiller numbers, SPAD, leaf dry matter weights of leaf blades and leaf sheaths, and Cs content of the roots, leaf blades, and leaf sheaths. The data obtained in the experiments were subjected to one-way analysis of variance (ANOVA) with Tukey’s multiple range test to determine the significance of the difference between the mean values using Kaleida Graph software.
3. Results and discussion
Cs accumulation and translocation in napiergrass (P. purpurem Schum. var. Merkeron) was studied in hydroponic solutions. Napiergrass was exposed to six different Cs concentrations (50, 150, 300, 1000, and 3000 μM Cs; 0 μM Cs was used as control) for 2, 4, and 7 weeks. Plant height was gradually inhibited with increasing Cs concentration and exposure time ( Table 1). The highest reduction in plant height was observed at 7 WAT with a 3%–57% height reduction compared with the control plant height. Significant differences in plant height were observed between the 300-, 1000-, and 3000-μM Cs treatments and the control treatment. Plant height was reduced by 57% in the 3000-μM Cs solution at 7 WAT. These results accord with those of Wu et al. (2009), who reported gradual inhibition of plant height in Sorghum hybrid and Trifolium plants with increasing Cs concentration in soil using both ambient and elevated CO2 treatments. In that study, a Cs level of 3000 ppm in soil (14,996 ppm Cs in the shoot part) was phytotoxic.
0/5000
1. บทนำทดสอบการปนเปื้อนของดินและน้ำ โดย radionuclide เนื่องจากอาวุธนิวเคลียร์ ออกจากการติดตั้งนิวเคลียร์ กำจัดขยะนิวเคลียร์ และอุบัติเหตุนิวเคลียร์เป็นครั้งคราวเช่นในโรงในปี 1986 และฟุกุชิมะใน 2011 ก่อให้ปัญหาร้ายแรงกับระบบชีวภาพ (Eapen และ al., 2006 และศอลิห 2012) เนื่องจากอุบัติเหตุนิวเคลียร์ที่ฟุกุชิมะ radioisotope ของ cesium (Cs), Cs-137 ซึ่งมี half-life ของ 30 ปี ถูกแพร่กระจายได้ ผ่าน พื้นที่กว้างใหญ่ไพศาล ขยะไม่เพียงดิน แต่ ถิ่น ระบบหลายระบบนิเวศ Cs-137 ได้โอนย้ายจากดินไปพืช ถึงมนุษย์โดยตรง และโดยอ้อมผ่านทางห่วงโซ่อาหาร ดังนั้น ประสิทธิภาพการกำจัด Cs-137 จากดินเนื้อปูนปนเปื้อนและการแก้ปัญหา โดยวิธีทางเคมี และแร่เป็นสิ่งจำเป็นเพื่อลดความเสี่ยงรังสีกับมนุษย์ (สิงห์ร้อยเอ็ด al., 2009) อย่างไรก็ตาม การกำจัดของปนเปื้อนผิวดิน (มักจะสูงถึง 40 เซนติเมตร) และการตรึงของ radionuclide ในดินมีจริงยาก ราคา แพง มาก (Zhu และ Shaw, 2000)Phytoremediation โดยเฉพาะอย่างยิ่ง phytoextraction เป็นการใช้พืชสำหรับใน situ กำจัดสารปนเปื้อนจากดินและการแก้ไขปัญหา Phytoremediation เป็นเทคนิคหนึ่งสัญญาที่ใช้ในการทำความสะอาดค่ากัมมันตภาพรังสีเช่น Cs-137 (สิงห์ร้อยเอ็ด al., 2009) เทคนิค decontamination เกิดตาม phytoextraction มีสนใจในพืชดูดธาตุอาหารของ Cs ที่ถูกกระตุ้น และมีการแนะนำเป็นทางเลือกต้นทุนต่ำการ remediating ไซต์ Cs ปนเปื้อน (Lasat และ al., 1997) สำหรับผู้เชี่ยวชาญมีประสิทธิภาพ พืช phytoremediation เป็นควรมีความสามารถในการสะสม Cs ใน aboveground รู้ความต้องการเหล่านี้สำหรับ phytoremediation นักวิจัยจำนวนมากพยายามหาวิธีการที่มีประสิทธิภาพเพื่อลบ Cs ออกจากดินปนเปื้อนโดยใช้ชนิดพืชต่าง ๆ (Broadley และ Willey, 1997 และ Broadley et al., 1999), ส่วนผสมของ reagents (Fuhrmann และ Lanzirotti, 2005), ลดไนโตรเจน หรือโพแทสเซียมแอพลิเคชัน (al. et โชว 2005 และ Willey และ ถัง 2006), และ inoculation mycorrhizal เชื้อรา (รายการ et al, 1999 และโรร้อยเอ็ด al., 2005) ในดินปนเปื้อนสาร Cs เพื่อเพิ่มประสิทธิภาพการดำเนินการแก้ไข การค้นหาอย่างต่อเนื่องสำหรับพืชที่สามารถใช้ Cs Cs ปนเปื้อนดินและโซลูชั่น และเข้มข้นในส่วน aboveground เพื่อกำจัด ในบรรดาทั้งหมดโลหะอัลคาไลน์ โพแทสเซียม (K) คือ cation สำคัญที่แข่งขันกับ Cs + ดูดธาตุอาหารจากดินหรือโซลูชันปลูกส่วน aboveground (Zhu และ Smolders, 2000) อย่างไรก็ตาม ต่ำหรือขาด K ใบสมัครมีผลต่อการเจริญเติบโตของพืช เป็น K macronutrient สำคัญTsukada et al. (2002) รายงานแรงความสัมพันธ์ระหว่างการกระจายของ Cs-137 และ Cs 133 ในพืช หาไม่แตกต่างกันระหว่างซีเอสมั่นคง (Cs-133) และดูดซับของกัมมันตรังสี (Cs-137) ในดอกทานตะวัน ดังนั้น รูปแบบดูดซับของ Cs-137 และ Cs 133 ในพืชจะคล้าย อย่างไรก็ตาม ตามผลของยีนของ Arabidopsis รังสีต่ำเรื้อรัง ionizing ของ Cs-134 มีผลต่อลดการเจริญเติบโตของอวัยวะพืชที่เกิดจากการตอบสนองเซลล์สำคัญที่แตกต่างจากผล transcriptional อิทธิพล โดยการประสานของ Cs-133 nonradioactive ภายใต้สื่อ agar (Sahr et al., 2005)Napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) มีชีวมวลยิงใหญ่ที่สุดในหมู่พืช herbaceous มันผลิตโลกบันทึกจำนวน 85 t ha−1 year−1 แห้งเรื่องในเปอร์โตริโก (คูเปอร์ 1975) อย่างไรก็ตาม กับความรู้ของเรา วิจัยไม่มีการรายงานในศักยภาพของผู้เชี่ยวชาญของ Cs จากสีโซลูชัน และ จาก Cs ปนเปื้อนดินและ/หรือแก้ปัญหาโดยใช้ napiergrassเพื่อแก้ไขปัญหาเร่งด่วนเกี่ยวกับ Cs ปนเปื้อนแผ่นดินในจังหวัดฟุกุชิมะ การศึกษาปัจจุบันได้ดำเนินการตรวจสอบศักยภาพของผู้เชี่ยวชาญของ Cs ที่ใช้ napiergrass ซึ่งเป็นที่รู้จักในการผลิตชีวมวลสูงยิง ในสีโซลูชั่นที่ประกอบด้วยเสถียรภาพ Cs (Cs-133) Cs ยึดดินและดูดซับ Cs ปลูกอย่างใกล้ชิดที่เกี่ยวข้องกับเนื้อดิน โดยเฉพาะอย่างยิ่งเนื้อหาดินและเกิดการเปลี่ยนแปลงกลาย ชี้แจงความสามารถศักยภาพของ Cs การดูดซับใน napiergrass ดังนั้น การทดลองถูกดำเนินการภายใต้เงื่อนไขสี เราตั้งสมมติฐานว่าความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างชีวมวล aboveground สูงและดูดซับซีเอสสูงใน napiergrass นอกจากนี้ เราตรวจสอบรูปแบบของการสับเปลี่ยนและการสะสมของซีเอสในส่วนของโรงงานนี้2. วัสดุและวิธีการหลากหลายทั่วไป napiergrass (เพียง Merkeron) ถูกใช้ในการศึกษาปัจจุบัน มีดำเนินการทดลองในเรือนกระจก อาหาร overwintering ถูกปลูกในกระบะเซลล์เต็มไป ด้วยดินเชิงพาณิชย์ ในวันที่ 14 (1 มิถุนายน 2011), เรือนเพาะชำพืชได้จัด transplanted ในพลาสติกกระถาง (10 ซม.ในเส้นผ่าศูนย์กลาง ความสูง 8 ซม.) เต็มไป ด้วยกรวดในภาชนะพลาสติก (31.9-ซม.ยาว 44.9 ซม. กว้าง และ 15.5 ล้านคนซม.สูง) กับโซลูชันของ Hoagland ธาตุอาหาร (Hoagland และอานนท์ 1950) พืชได้แล้ว acclimated เพื่อเราใน 24 h ในเรือนกระจก Cs (อะตอมน้ำหนัก 133) ถูกตั้งค่าที่ 0 (เป็นตัวควบคุม), 50, 150, 300, 1000 และ μM 3000 ใช้ cesium คลอไรด์ (CsCl) หลัง acclimation ในโซลูชันวัฒนธรรม การแก้ปัญหาวัฒนธรรมมีการเปลี่ยนแปลงทุกสัปดาห์ PH ของการแก้ปัญหาถูกปรับปรุงให้ 7.0 มีเครื่องวัดค่า pH แบบพกพา (ค่า pH/mV อุณหภูมิเมตร Asone Ltd. โอซาก้า ญี่ปุ่น) ทุกวันตลอดระยะเวลาเจริญเติบโต พืชมีอ่างจนถึงสัปดาห์ที่ 7 หลังจากเริ่มการรักษา Cs อุณหภูมิสูงสุด และต่ำสุดในเรือนกระจกถูกเก็บรักษาที่อุณหภูมิคงเกือบของ 39.5 องศา C±0 7 ° C และหา 17.2 ° C±0. 4 ° C ตามลำดับพืชแต่ละสามได้วัดความสูงโรงงาน เพาะปลูกหมายเลข และค่าค่า (502 ค่า Minolta Co., Ltd. โอซาก้า ญี่ปุ่น), ซึ่งบ่งชี้เนื้อหาคลอโรฟิลล์ หรือสีในใบงาน พืชเหล่านี้ได้เก็บเกี่ยวจากแต่ละกลุ่ม Cs-รักษาในเรื่องของน้ำหนักแห้งเรื่องและเนื้อหา Cs sheaths ใบและใบมีดใบที่ 2, 4 และ 7 สัปดาห์หลังการรักษา (วัด) เพื่อกำหนดความเข้มข้นของ Cs ในโรงงาน 0.2 g แต่ละของเนื้อเยื่อที่แห้งของราก ใบมีดใบ และใบไม้ sheaths ถูกต้องใน 10 ml HNO3 ใช้ระบบย่อยอาหารไมโครเวฟสำคัญ (ปัด ไมล์สโตน Inc., Sorisole อิตาลี) หลังจากทำความเย็น มี centrifuged ตัวอย่าง Supernatants ที่ผ่านตัวกรอง 0.45-μm ทำการกำหนดใช้ที่ท่านมวลพลาสมาเครื่องทดสอบกรดด่าง (ICP MS Perkin–Elmer อีแลน Co., Ltd., Fremont, CA, USA) คำนวณสำหรับ Cs ดูดธาตุอาหารในพืชจากโซลูชันโดยโอนปัจจัย (TF): TF =เนื้อหา Cs aboveground ในของ พืช/Cs เนื้อหาในโซลูชัน2.1. สถิติวิเคราะห์ดำเนินสามรักษาระยะความสูงของพืช ใบตัวเลข ค่า เพาะปลูกแห้งเรื่องน้ำหนักของใบมีดใบใบไม้ sheaths และเนื้อหา Cs ของราก ใบไม้ใบมีด และใบไม้ sheaths ข้อมูลที่ได้ในการทดลองถูกต้องจะต่างของการวิเคราะห์แบบทางเดียว (การวิเคราะห์ความแปรปรวน) กับของ Tukey หลายช่วงทดสอบเพื่อดูความสำคัญของความแตกต่างระหว่างค่าเฉลี่ยโดยใช้ซอฟต์แวร์กราฟ Kaleida3. ผลลัพธ์ และสนทนาสะสม Cs และการสับเปลี่ยนใน napiergrass (P. purpurem Schum. เพียง Merkeron) ได้ศึกษาในโซลูชั่นสี Napiergrass ได้สัมผัสกับความเข้มข้นซีเอส 6 แตกต่าง (50, 150, 300, 1000 และ 3000 μM ซีเอส 0 μM Cs ถูกใช้เป็นตัวควบคุม) สัปดาห์ที่ 2, 4 และ 7 ความสูงของพืชถูกค่อย ๆ ห้าม ด้วยเพิ่มความเข้มข้นของ Cs และระยะเวลาการรับแสง (ตาราง 1) ลดสูงสุดสูงพืชถูกสังเกตที่ 7 วัดกับลดความสูง 3%-57% เมื่อเทียบกับความสูงของโรงงานควบคุม ความแตกต่างอย่างมีนัยสำคัญสูงพืชที่สังเกตระหว่าง 300- 1000- และ 3000 μM Cs บำบัดและรักษาควบคุม ความสูงของพืชถูกลดลง 57% ในการแก้ปัญหา Cs 3000 μM ที่ 7 วัด แอคคอร์ดผลลัพธ์เหล่านี้กับของ Wu et al. (2009), ผู้รายงานยับยั้งสูงพืชผสมข้าวฟ่างและพืช Trifolium ด้วยเพิ่มความเข้มข้นของ Cs ในดินใช้บำบัด CO2 สูง และสภาวะสมดุล ในการศึกษา ระดับ Cs 3000 ppm ในดิน (14,996 ppm Cs ในส่วนยิง) ถูก phytotoxic
การแปล กรุณารอสักครู่..
1. Introduction
Contamination of soil and water by radionuclide due to nuclear weapon tests, discharge from nuclear installations, disposal of nuclear waste, and occasional nuclear accidents such as those in Chernobyl in 1986 and Fukushima in 2011 poses serious problems to biological systems (Eapen et al., 2006 and Saleh, 2012). Due to the nuclear accidents at Fukushima, the radioisotope of cesium (Cs), Cs-137, which has a half-life of 30 years, was spread over a vast area, contaminating not only soil, but, in all aspects, many ecological systems. Cs-137 is easily transferred from soil to plants, reaching humans directly and indirectly through the food chain. Therefore, the effective removal of Cs-137 from contaminated soils and solutions by mineral and chemical means is essential to reduce the radiation risk to humans (Singh et al., 2009). However, the removal of contaminated surface soil (often up to 40 cm) and immobilization of radionuclide in soil are physically difficult, costly, and impractical (Zhu and Shaw, 2000).
Phytoremediation, especially phytoextraction, is the use of plants for in situ removal of contaminants from soil and solutions. Phytoremediation is a promising technique that can be useful in cleaning up of radionuclides such as Cs-137 (Singh et al., 2009). Emerging decontamination techniques based on phytoextraction have stimulated interest in plant uptake of Cs and have been suggested as low-cost alternatives for remediating Cs-contaminated sites (Lasat et al., 1997). For effective remediation, a potential phytoremediation crop should have the ability to accumulate Cs in the aboveground parts. Knowing these requirements for phytoremediation, many researchers have attempted to find effective methods to remove Cs from contaminated soil using various plant species (Broadley and Willey, 1997 and Broadley et al., 1999), mixtures of reagents (Fuhrmann and Lanzirotti, 2005), lower nitrogen or potassium application (Chou et al., 2005 and Willey and Tang, 2006), and inoculation of mycorrhizal fungi (Entry et al., 1999 and Rosen et al., 2005) into the Cs-contaminated soil to increase remediation effectiveness. The search continues for plants that can efficiently take up Cs from Cs-contaminated soil and solutions and concentrate it in the aboveground parts to facilitate removal. Among all alkaline metals, potassium (K) is the most important cation that competes with Cs+ uptake from soil or solution to plant aboveground parts (Zhu and Smolders, 2000). However, low or lack of K application affects plant growth, as K is an essential macronutrient.
Tsukada et al. (2002) reported strong correlations between distribution of Cs-137 and Cs-133 in plants, finding no significant differences between the uptake of radioactive (Cs-137) and stable Cs (Cs-133) in the sunflower. Thus, the uptake patterns of Cs-137 and Cs-133 in plants is similar. However, according to the results of gene expression of Arabidopsis, low chronic ionizing radiation of Cs-134 influences growth reduction of plant organs caused by important cellular responses that differ from the transcriptional effects influenced by the incorporation of nonradioactive Cs-133 under agar medium ( Sahr et al., 2005).
Napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) has the largest shoot biomass among the herbaceous plants. It produced a world record amount of 85 t ha−1 year−1 dry matter in Puerto Rico ( Cooper, 1975). However, to the best of our knowledge, no research has been reported on the potential of remediation of Cs from hydroponic solution as well as from Cs-contaminated soil and/or solution using napiergrass.
To address the urgent issues regarding Cs-contaminated land in Fukushima Prefecture, the present study was conducted to examine the potential of remediation of Cs using napiergrass, which is known to produce high shoot biomass, in hydroponic solutions containing stable Cs (Cs-133). Cs uptake to plant and Cs adhesion in soil are closely related to soil texture, especially clay and humus contents. To clarify the potential ability of Cs uptake in napiergrass, therefore, an experiment was conducted under hydroponic conditions. We hypothesized a strong correlation between high aboveground biomass and high Cs uptake in napiergrass. Furthermore, we examined the pattern of translocation and accumulation of Cs in the parts of this plant.
2. Materials and methods
A common variety of napiergrass (var. Merkeron) was used in the present study. The experiment was conducted in a greenhouse. Overwintering buds were planted in a cell tray filled with commercial soil. On day 14 (June 1, 2011), nursery plants were transplanted in plastic pots (10 cm in diameter, 8 cm in height) packed with pebbles in plastic containers (31.9-cm wide, 44.9-cm long, and 15.5-cm in height) with Hoagland’s nutrient solution (Hoagland and Arnon, 1950). Plants were then acclimated to hydroponics for 24 h in a greenhouse environment. Cs (atomic weight 133) was set at 0 (as a control), 50, 150, 300, 1000, and 3000 μM using cesium chloride (CsCl) after acclimation in a culture solution. The culture solution was changed weekly. The pH of the solution was adjusted to 7.0 with a portable pH meter (pH/mV Temperature Meter, Asone Ltd., Osaka, Japan) daily throughout the growing period. The plants were cultured until 7 weeks after the start of the Cs treatment. Maximum and minimum temperatures in the greenhouse were maintained at nearly constant temperatures of 39.5 °C±0.7 °C and 17.2 °C±0.4 °C, respectively.
Three individual plants were measured in terms of plant height, tiller numbers, and SPAD value (SPAD-502; Minolta Co., Ltd., Osaka, Japan), which indicates chlorophyll content or color in the leaf. These plants were harvested from each Cs-treatment group for determination of dry matter weight and Cs content in leaf blades and leaf sheaths at 2, 4, and 7 weeks after treatment (WAT). To determine Cs concentrations in the plant, 0.2 g each of dried tissues of the roots, leaf blades, and leaf sheaths were digested in 10 ml HNO3 using a Milestone microwave digestion system (ETHOS; Milestone Inc., Sorisole, Italy). After cooling, the samples were centrifuged. Supernatants were passed through a 0.45-μm filter. Determination was made using an inductively coupled plasma-mass spectrophotometer (ICP-MS; Perkin–Elmer Elan, Co., Ltd., Fremont, CA, USA). Transfer factor (TF) was calculated for Cs uptake in the plants from solution using the following formula: TF=Cs content in the aboveground parts of plant/Cs content in the solution.
2.1. Statistical analysis
Three treatment replications were performed for plant height, tiller numbers, SPAD, leaf dry matter weights of leaf blades and leaf sheaths, and Cs content of the roots, leaf blades, and leaf sheaths. The data obtained in the experiments were subjected to one-way analysis of variance (ANOVA) with Tukey’s multiple range test to determine the significance of the difference between the mean values using Kaleida Graph software.
3. Results and discussion
Cs accumulation and translocation in napiergrass (P. purpurem Schum. var. Merkeron) was studied in hydroponic solutions. Napiergrass was exposed to six different Cs concentrations (50, 150, 300, 1000, and 3000 μM Cs; 0 μM Cs was used as control) for 2, 4, and 7 weeks. Plant height was gradually inhibited with increasing Cs concentration and exposure time ( Table 1). The highest reduction in plant height was observed at 7 WAT with a 3%–57% height reduction compared with the control plant height. Significant differences in plant height were observed between the 300-, 1000-, and 3000-μM Cs treatments and the control treatment. Plant height was reduced by 57% in the 3000-μM Cs solution at 7 WAT. These results accord with those of Wu et al. (2009), who reported gradual inhibition of plant height in Sorghum hybrid and Trifolium plants with increasing Cs concentration in soil using both ambient and elevated CO2 treatments. In that study, a Cs level of 3000 ppm in soil (14,996 ppm Cs in the shoot part) was phytotoxic.
Contamination of soil and water by radionuclide due to nuclear weapon tests, discharge from nuclear installations, disposal of nuclear waste, and occasional nuclear accidents such as those in Chernobyl in 1986 and Fukushima in 2011 poses serious problems to biological systems (Eapen et al., 2006 and Saleh, 2012). Due to the nuclear accidents at Fukushima, the radioisotope of cesium (Cs), Cs-137, which has a half-life of 30 years, was spread over a vast area, contaminating not only soil, but, in all aspects, many ecological systems. Cs-137 is easily transferred from soil to plants, reaching humans directly and indirectly through the food chain. Therefore, the effective removal of Cs-137 from contaminated soils and solutions by mineral and chemical means is essential to reduce the radiation risk to humans (Singh et al., 2009). However, the removal of contaminated surface soil (often up to 40 cm) and immobilization of radionuclide in soil are physically difficult, costly, and impractical (Zhu and Shaw, 2000).
Phytoremediation, especially phytoextraction, is the use of plants for in situ removal of contaminants from soil and solutions. Phytoremediation is a promising technique that can be useful in cleaning up of radionuclides such as Cs-137 (Singh et al., 2009). Emerging decontamination techniques based on phytoextraction have stimulated interest in plant uptake of Cs and have been suggested as low-cost alternatives for remediating Cs-contaminated sites (Lasat et al., 1997). For effective remediation, a potential phytoremediation crop should have the ability to accumulate Cs in the aboveground parts. Knowing these requirements for phytoremediation, many researchers have attempted to find effective methods to remove Cs from contaminated soil using various plant species (Broadley and Willey, 1997 and Broadley et al., 1999), mixtures of reagents (Fuhrmann and Lanzirotti, 2005), lower nitrogen or potassium application (Chou et al., 2005 and Willey and Tang, 2006), and inoculation of mycorrhizal fungi (Entry et al., 1999 and Rosen et al., 2005) into the Cs-contaminated soil to increase remediation effectiveness. The search continues for plants that can efficiently take up Cs from Cs-contaminated soil and solutions and concentrate it in the aboveground parts to facilitate removal. Among all alkaline metals, potassium (K) is the most important cation that competes with Cs+ uptake from soil or solution to plant aboveground parts (Zhu and Smolders, 2000). However, low or lack of K application affects plant growth, as K is an essential macronutrient.
Tsukada et al. (2002) reported strong correlations between distribution of Cs-137 and Cs-133 in plants, finding no significant differences between the uptake of radioactive (Cs-137) and stable Cs (Cs-133) in the sunflower. Thus, the uptake patterns of Cs-137 and Cs-133 in plants is similar. However, according to the results of gene expression of Arabidopsis, low chronic ionizing radiation of Cs-134 influences growth reduction of plant organs caused by important cellular responses that differ from the transcriptional effects influenced by the incorporation of nonradioactive Cs-133 under agar medium ( Sahr et al., 2005).
Napiergrass (Pennisetum purpureum Schum.) has the largest shoot biomass among the herbaceous plants. It produced a world record amount of 85 t ha−1 year−1 dry matter in Puerto Rico ( Cooper, 1975). However, to the best of our knowledge, no research has been reported on the potential of remediation of Cs from hydroponic solution as well as from Cs-contaminated soil and/or solution using napiergrass.
To address the urgent issues regarding Cs-contaminated land in Fukushima Prefecture, the present study was conducted to examine the potential of remediation of Cs using napiergrass, which is known to produce high shoot biomass, in hydroponic solutions containing stable Cs (Cs-133). Cs uptake to plant and Cs adhesion in soil are closely related to soil texture, especially clay and humus contents. To clarify the potential ability of Cs uptake in napiergrass, therefore, an experiment was conducted under hydroponic conditions. We hypothesized a strong correlation between high aboveground biomass and high Cs uptake in napiergrass. Furthermore, we examined the pattern of translocation and accumulation of Cs in the parts of this plant.
2. Materials and methods
A common variety of napiergrass (var. Merkeron) was used in the present study. The experiment was conducted in a greenhouse. Overwintering buds were planted in a cell tray filled with commercial soil. On day 14 (June 1, 2011), nursery plants were transplanted in plastic pots (10 cm in diameter, 8 cm in height) packed with pebbles in plastic containers (31.9-cm wide, 44.9-cm long, and 15.5-cm in height) with Hoagland’s nutrient solution (Hoagland and Arnon, 1950). Plants were then acclimated to hydroponics for 24 h in a greenhouse environment. Cs (atomic weight 133) was set at 0 (as a control), 50, 150, 300, 1000, and 3000 μM using cesium chloride (CsCl) after acclimation in a culture solution. The culture solution was changed weekly. The pH of the solution was adjusted to 7.0 with a portable pH meter (pH/mV Temperature Meter, Asone Ltd., Osaka, Japan) daily throughout the growing period. The plants were cultured until 7 weeks after the start of the Cs treatment. Maximum and minimum temperatures in the greenhouse were maintained at nearly constant temperatures of 39.5 °C±0.7 °C and 17.2 °C±0.4 °C, respectively.
Three individual plants were measured in terms of plant height, tiller numbers, and SPAD value (SPAD-502; Minolta Co., Ltd., Osaka, Japan), which indicates chlorophyll content or color in the leaf. These plants were harvested from each Cs-treatment group for determination of dry matter weight and Cs content in leaf blades and leaf sheaths at 2, 4, and 7 weeks after treatment (WAT). To determine Cs concentrations in the plant, 0.2 g each of dried tissues of the roots, leaf blades, and leaf sheaths were digested in 10 ml HNO3 using a Milestone microwave digestion system (ETHOS; Milestone Inc., Sorisole, Italy). After cooling, the samples were centrifuged. Supernatants were passed through a 0.45-μm filter. Determination was made using an inductively coupled plasma-mass spectrophotometer (ICP-MS; Perkin–Elmer Elan, Co., Ltd., Fremont, CA, USA). Transfer factor (TF) was calculated for Cs uptake in the plants from solution using the following formula: TF=Cs content in the aboveground parts of plant/Cs content in the solution.
2.1. Statistical analysis
Three treatment replications were performed for plant height, tiller numbers, SPAD, leaf dry matter weights of leaf blades and leaf sheaths, and Cs content of the roots, leaf blades, and leaf sheaths. The data obtained in the experiments were subjected to one-way analysis of variance (ANOVA) with Tukey’s multiple range test to determine the significance of the difference between the mean values using Kaleida Graph software.
3. Results and discussion
Cs accumulation and translocation in napiergrass (P. purpurem Schum. var. Merkeron) was studied in hydroponic solutions. Napiergrass was exposed to six different Cs concentrations (50, 150, 300, 1000, and 3000 μM Cs; 0 μM Cs was used as control) for 2, 4, and 7 weeks. Plant height was gradually inhibited with increasing Cs concentration and exposure time ( Table 1). The highest reduction in plant height was observed at 7 WAT with a 3%–57% height reduction compared with the control plant height. Significant differences in plant height were observed between the 300-, 1000-, and 3000-μM Cs treatments and the control treatment. Plant height was reduced by 57% in the 3000-μM Cs solution at 7 WAT. These results accord with those of Wu et al. (2009), who reported gradual inhibition of plant height in Sorghum hybrid and Trifolium plants with increasing Cs concentration in soil using both ambient and elevated CO2 treatments. In that study, a Cs level of 3000 ppm in soil (14,996 ppm Cs in the shoot part) was phytotoxic.
การแปล กรุณารอสักครู่..
1 . การปนเปื้อนในดินและน้ำ
โดยรังสีจากการทดสอบอาวุธนิวเคลียร์ ปลดจากนิวเคลียร์ การทิ้งกากนิวเคลียร์ และอุบัติเหตุนิวเคลียร์ตามโอกาส เช่น ในเชอร์โนบิลใน 1986 และฟุกุชิมะใน 2011 poses ปัญหาร้ายแรงกับระบบชีวภาพ ( eapen et al . , 2006 และซาเลห์ , 2012 ) เนื่องจากเกิดอุบัติเหตุนิวเคลียร์ที่ Fukushima ,ทางผู้บริหารของซีเซียม ( CS ) , cs-137 ซึ่งมีครึ่งชีวิต 30 ปี ถูกกระจายทั่วพื้นที่กว้างใหญ่ ที่ปนเปื้อนอยู่ในดินไม่เพียง แต่ในด้านระบบนิเวศมากมาย cs-137 จะโอนได้อย่างง่ายดายจากดินกับพืช ถึงมนุษย์โดยตรง และโดยทางอ้อมผ่านห่วงโซ่อาหาร ดังนั้นประสิทธิภาพการกำจัด cs-137 ปนเปื้อนในดินและโซลูชั่นจากแร่และสารเคมีเป็นสิ่งจำเป็นเพื่อลดรังสีอันตรายสำหรับมนุษย์ ( Singh et al . , 2009 ) อย่างไรก็ตาม การบำบัดดินปนเปื้อน ( มักจะได้ถึง 40 ซม. ) และผลของรังสีในดินที่มีร่างกายยาก ราคาแพง และไม่ได้ ( Zhu และชอว์ , 2000 ) .
การบําบัด ,โดยเฉพาะอย่างยิ่งการดูดซับ , มีการใช้พืชใน situ การกำจัดสิ่งปนเปื้อนจากดินและโซลูชั่น วัชพืชเป็นเทคนิคที่สัญญาว่า จะเป็นประโยชน์ในการทำความสะอาดของสารกัมมันตรังสี เช่น cs-137 ( Singh et al . , 2009 )เกิดใหม่ในเทคนิคตามการดูดซับ ได้กระตุ้นความสนใจในพืชการใช้ของ CS และได้รับการแนะนำเป็นทางเลือกที่ต้นทุนต่ำเพื่อ remediating CS พื้นที่ปนเปื้อน ( lasat et al . , 1997 ) สำหรับการปลูกพืชวัชพืชที่มีศักยภาพควรมีความสามารถในการสะสม CS ในส่วนเหนือพื้นดิน . ทราบความต้องการเหล่านี้เพื่อการบําบัด ,นักวิจัยหลายคนได้พยายามที่จะหาวิธีที่มีประสิทธิภาพเพื่อลบ CS จากดินปนเปื้อนโดยใช้พืชชนิดต่างๆ ( บรอดลีย์ และ วิลเล่ย์ , 1997 และบรอดลีย์ et al . , 1999 ) , ส่วนผสมของสารเคมี ( fuhrmann และ lanzirotti , 2005 ) การลดไนโตรเจนหรือโพแทสเซียม ( Chou et al . , 2005 และวิลลี่ และถัง , 2006 ) เชื้อไมโคไรซา และเชื้อรา ( รายการ et al . , 1999 และโรเซน et al . ,2548 ) ใน CS ปนเปื้อนดินเพื่อเพิ่มประสิทธิภาพในการฟื้นฟู ยังคงค้นหาสำหรับพืชที่สามารถมีประสิทธิภาพใช้ CS จาก CS ดินและโซลูชั่นปนเปื้อนและมุ่งมันในส่วนเหนือพื้นดินเพื่อความสะดวกในการกำจัด ระหว่างโลหะด่างทั้งหมดโพแทสเซียม ( K ) เป็นสิ่งสำคัญที่สุดในการแข่งขันกับ CS ที่การแก้ไขส่วนของพืชจากดิน หรือเหนือพื้นดิน ( จู และ smolders , 2000 ) อย่างไรก็ตาม ต่ำหรือขาด K ใบสมัครมีผลต่อการเจริญเติบโตของพืช เช่น เค เป็นอาหารที่จำเป็น .
ซึคาดะ et al . ( 2002 ) รายงานที่แข็งแกร่งความสัมพันธ์ระหว่างการกระจายของ cs-137 และ cs-133 ในพืชค้นหาไม่พบความแตกต่างระหว่างการนำสารกัมมันตรังสี ( cs-137 ) และ CS มั่นคง ( cs-133 ) ในทานตะวัน ดังนั้น การใช้รูปแบบของ cs-137 และ cs-133 ในพืชที่คล้ายกัน อย่างไรก็ตาม จากผลของการแสดงออกของยีนของ Arabidopsis ,ต่ำเรื้อรังรังสีของ cs-134 มีอิทธิพลต่อการเจริญเติบโตของพืชที่เกิดจากการอวัยวะสำคัญในการตอบสนองที่แตกต่างจาก particle ผลมาจากการรวมตัวของ cs-133 nonradioactive ภายใต้อาหารวุ้น ( sahr et al . , 2005 ) .
napiergrass ( ร์ 3 schum ) ได้ใหญ่ที่สุดยิงชีวมวลของพืชต้นไม้ .มันผลิตบันทึกสถิติโลกจำนวน 85 T ฮา− 1 ปี− 1 แห้งในเปอร์โตริโก ( คูเปอร์ , 1975 ) อย่างไรก็ตาม ในการที่ดีที่สุดของความรู้ของเรา ไม่มีงานวิจัยที่ได้รายงานต่อศักยภาพของการฟื้นฟู CS จาก hydroponic โซลูชั่นรวมทั้งจาก CS ปนเปื้อนดินและ / หรือแก้ปัญหาการใช้ napiergrass
เพื่อแก้ไขปัญหาเร่งด่วนเกี่ยวกับ CS ปนเปื้อนที่ดินในฟุกุชิมาการศึกษาครั้งนี้มีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาศักยภาพของการใช้ของ CS napiergrass ซึ่งเป็นที่รู้จักกันในการผลิตชีวมวลยิงสูงในโซลูชั่น hydroponic ประกอบด้วย CS มั่นคง ( cs-133 ) การปลูกพืชและ CS หรือ CS ในดินมีความสัมพันธ์อย่างใกล้ชิดกับเนื้อดิน โดยเฉพาะดินและฮิวมัสเนื้อหา ชี้แจงถึงศักยภาพความสามารถในการดูดซึมของ CS ใน napiergrass ดังนั้นการทดลองดำเนินการภายใต้เงื่อนไข hydroponic . เราตั้งสมมุติฐานความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างผลผลิตมวลชีวภาพเหนือพื้นดินสูงและการใช้ CS สูงใน napiergrass . นอกจากนี้ เราตรวจสอบรูปแบบการเคลื่อนย้ายและการสะสมของ CS ในส่วนของพืชนี้
2 วัสดุและวิธีการ : วาไรตี้ทั่วไปของ napiergrass ( var merkeron ) ถูกใช้ในการศึกษาปัจจุบันโดยทำการทดลองในเรือนกระจก overwintering หน่อที่ปลูกในมือถือถาดที่เต็มไปด้วยดินเชิงพาณิชย์ ในวันที่ 14 มิถุนายน 1 , 2011 ) , แปลงพืชปลูกในกระถางพลาสติก ( 10 ซม. ในเส้นผ่าศูนย์กลาง 8 เซนติเมตรความสูง ) เต็มไปด้วยก้อนกรวดในภาชนะพลาสติก ( 31.9-cm กว้าง 44.9-cm ยาวและ 15.5-cm ความสูง ) โฮกเลินของสารละลายธาตุอาหาร ( โฮกเลิน และตั้งแต่ พ.ศ. 2493 )พืชเป็น acclimated การเป็นเวลา 24 ชั่วโมงที่สภาวะเรือนกระจก CS ( อะตอมน้ำหนัก 133 ) ตั้งไว้ที่ 0 ( control ) , 50 , 150 , 300 , 1000 และ 3000 μใช้ซีเซียมคลอไรด์ ( CSCL ) หลังจาก acclimation ในโซลูชั่นกระทรวงวัฒนธรรม วัฒนธรรมในสารละลายเปลี่ยนไปทุกสัปดาห์ pH ของสารละลายที่ปรับเป็น 7.0 ด้วยเครื่องวัดแบบพกพา ( pH / MV อุณหภูมิเครื่องวัด asone จำกัด โอซาก้าญี่ปุ่น ) ทุกวัน ตลอดช่วง . การปลูกเลี้ยงถึง 7 สัปดาห์หลังจากที่เริ่มต้นของระบบรักษา อุณหภูมิสูงสุดและต่ำสุดในโรงเรือนเก็บรักษาที่เกือบคงที่อุณหภูมิ 39.5 องศา C ± 0.7 ° C และ 17.2 ° C ± 0.4 องศาองศาเซลเซียส
สามแต่ละพืชถูกวัดในแง่ของตัวเลขความสูง ทิลเลอร์ และ ค่าสปาด ( spad-502 ; มินอลต้า จำกัดโอซาก้า , ญี่ปุ่น ) ซึ่งบ่งชี้ว่า ปริมาณคลอโรฟิลล์ หรือสีในใบไม้ พืชเหล่านี้ถูกเก็บเกี่ยวจากแต่ละกลุ่มเพื่อกำหนดน้ำหนักและรักษาน้ำหนักแห้งของใบและฝัก ใบมีด CS เนื้อหาในใบที่ 2 , 4 , และ 7 สัปดาห์หลังการรักษา ( วัด ) เพื่อตรวจสอบ CS ความเข้มข้น 0.2 กรัมแต่ละพืชแห้ง เนื้อเยื่อของราก ใบ ใบเปลือกและใบย่อยใน 10 ml ( กรดดินประสิว ) โดยใช้ไมโครเวฟระบบการย่อยอาหาร ( ethos ) ; ) ) sorisole อิตาลี ) หลังจากลดจำนวนระดับ . supernatants เคยผ่าน 0.45 - μ M ตัวกรอง กำหนดให้ใช้อุปนัยคู่พลาสมามวลสาร Spectrophotometer ( เพอร์กินเอลเมอร์และ ICP-MS ; Elan , จํากัด , Fremont , CA , USA )ปัจจัยในการถ่ายโอน ( TF ) คือคำนวณสำหรับ CS ใช้ในพืชจากสารละลายโดยใช้สูตรต่อไปนี้ : TF = CS เนื้อหาในส่วนเหนือพื้นดินของพืช / CS เนื้อหาโซลูชั่น
2.1 . การวิเคราะห์ทางสถิติ
3 รักษาซ้ำได้สำหรับความสูง ชนิดตัวเลข สปาด ใบแห้ง น้ำหนักของใบมีดใบและเปลือก ใบ และ CS เนื้อหาของราก ใบ ใบเปลือกและใบ ข้อมูลในการทดลองภายใต้การวิเคราะห์ความแปรปรวนทางเดียว ( ANOVA ) การทดสอบหลายช่วงทดสอบเพื่อตรวจสอบนัยสำคัญของความแตกต่างระหว่างค่าเฉลี่ย การใช้โปรแกรมกราฟ kaleida
3 ผลและการอภิปรายการโยกย้ายใน napiergrass
CS ( หน้า purpurem schum . var merkeron ) เพื่อ hydroponic โซลูชั่นnapiergrass โดนหกที่แตกต่างกัน CS ความเข้มข้น 50 , 150 , 300 , 1000 และ 3000 μ M CS ; 0 μ M CS ใช้ควบคุม ) 2 , 4 , และ 7 สัปดาห์ ความสูง คือค่อย ๆเพิ่มความเข้มข้นและยับยั้ง CS เวลาเปิดรับแสง ( ตารางที่ 1 ) ลดสูงสุดในความสูง คือสังเกตที่ 7 วัดกับ 3% – 57 % ความสูงลดลงเมื่อเปรียบเทียบกับกลุ่มควบคุมความสูง .ความแตกต่างของความสูงจำนวนระหว่าง 300 - 1000 - 3000 - μ M CS การรักษาและการรักษาควบคุม ความสูงลดลง 57% ใน 3000 - μ M CS โซลูชันที่ 7 วัด . ผลลัพธ์เหล่านี้สอดคล้องกับของ Wu et al . ( 2009 )ใครรายงานการยับยั้งทีละส่วนของความสูงในข้าวฟ่างลูกผสม trifolium พืชและเพิ่มความเข้มข้นในดินใช้ CS ทั้งทางยกระดับ CO2 และการรักษา ในการศึกษานั้น เป็น CS ระดับ 3000 ppm ในดิน ( 14996 ppm CS ในส่วนยิง ) คือ phytotoxic .
โดยรังสีจากการทดสอบอาวุธนิวเคลียร์ ปลดจากนิวเคลียร์ การทิ้งกากนิวเคลียร์ และอุบัติเหตุนิวเคลียร์ตามโอกาส เช่น ในเชอร์โนบิลใน 1986 และฟุกุชิมะใน 2011 poses ปัญหาร้ายแรงกับระบบชีวภาพ ( eapen et al . , 2006 และซาเลห์ , 2012 ) เนื่องจากเกิดอุบัติเหตุนิวเคลียร์ที่ Fukushima ,ทางผู้บริหารของซีเซียม ( CS ) , cs-137 ซึ่งมีครึ่งชีวิต 30 ปี ถูกกระจายทั่วพื้นที่กว้างใหญ่ ที่ปนเปื้อนอยู่ในดินไม่เพียง แต่ในด้านระบบนิเวศมากมาย cs-137 จะโอนได้อย่างง่ายดายจากดินกับพืช ถึงมนุษย์โดยตรง และโดยทางอ้อมผ่านห่วงโซ่อาหาร ดังนั้นประสิทธิภาพการกำจัด cs-137 ปนเปื้อนในดินและโซลูชั่นจากแร่และสารเคมีเป็นสิ่งจำเป็นเพื่อลดรังสีอันตรายสำหรับมนุษย์ ( Singh et al . , 2009 ) อย่างไรก็ตาม การบำบัดดินปนเปื้อน ( มักจะได้ถึง 40 ซม. ) และผลของรังสีในดินที่มีร่างกายยาก ราคาแพง และไม่ได้ ( Zhu และชอว์ , 2000 ) .
การบําบัด ,โดยเฉพาะอย่างยิ่งการดูดซับ , มีการใช้พืชใน situ การกำจัดสิ่งปนเปื้อนจากดินและโซลูชั่น วัชพืชเป็นเทคนิคที่สัญญาว่า จะเป็นประโยชน์ในการทำความสะอาดของสารกัมมันตรังสี เช่น cs-137 ( Singh et al . , 2009 )เกิดใหม่ในเทคนิคตามการดูดซับ ได้กระตุ้นความสนใจในพืชการใช้ของ CS และได้รับการแนะนำเป็นทางเลือกที่ต้นทุนต่ำเพื่อ remediating CS พื้นที่ปนเปื้อน ( lasat et al . , 1997 ) สำหรับการปลูกพืชวัชพืชที่มีศักยภาพควรมีความสามารถในการสะสม CS ในส่วนเหนือพื้นดิน . ทราบความต้องการเหล่านี้เพื่อการบําบัด ,นักวิจัยหลายคนได้พยายามที่จะหาวิธีที่มีประสิทธิภาพเพื่อลบ CS จากดินปนเปื้อนโดยใช้พืชชนิดต่างๆ ( บรอดลีย์ และ วิลเล่ย์ , 1997 และบรอดลีย์ et al . , 1999 ) , ส่วนผสมของสารเคมี ( fuhrmann และ lanzirotti , 2005 ) การลดไนโตรเจนหรือโพแทสเซียม ( Chou et al . , 2005 และวิลลี่ และถัง , 2006 ) เชื้อไมโคไรซา และเชื้อรา ( รายการ et al . , 1999 และโรเซน et al . ,2548 ) ใน CS ปนเปื้อนดินเพื่อเพิ่มประสิทธิภาพในการฟื้นฟู ยังคงค้นหาสำหรับพืชที่สามารถมีประสิทธิภาพใช้ CS จาก CS ดินและโซลูชั่นปนเปื้อนและมุ่งมันในส่วนเหนือพื้นดินเพื่อความสะดวกในการกำจัด ระหว่างโลหะด่างทั้งหมดโพแทสเซียม ( K ) เป็นสิ่งสำคัญที่สุดในการแข่งขันกับ CS ที่การแก้ไขส่วนของพืชจากดิน หรือเหนือพื้นดิน ( จู และ smolders , 2000 ) อย่างไรก็ตาม ต่ำหรือขาด K ใบสมัครมีผลต่อการเจริญเติบโตของพืช เช่น เค เป็นอาหารที่จำเป็น .
ซึคาดะ et al . ( 2002 ) รายงานที่แข็งแกร่งความสัมพันธ์ระหว่างการกระจายของ cs-137 และ cs-133 ในพืชค้นหาไม่พบความแตกต่างระหว่างการนำสารกัมมันตรังสี ( cs-137 ) และ CS มั่นคง ( cs-133 ) ในทานตะวัน ดังนั้น การใช้รูปแบบของ cs-137 และ cs-133 ในพืชที่คล้ายกัน อย่างไรก็ตาม จากผลของการแสดงออกของยีนของ Arabidopsis ,ต่ำเรื้อรังรังสีของ cs-134 มีอิทธิพลต่อการเจริญเติบโตของพืชที่เกิดจากการอวัยวะสำคัญในการตอบสนองที่แตกต่างจาก particle ผลมาจากการรวมตัวของ cs-133 nonradioactive ภายใต้อาหารวุ้น ( sahr et al . , 2005 ) .
napiergrass ( ร์ 3 schum ) ได้ใหญ่ที่สุดยิงชีวมวลของพืชต้นไม้ .มันผลิตบันทึกสถิติโลกจำนวน 85 T ฮา− 1 ปี− 1 แห้งในเปอร์โตริโก ( คูเปอร์ , 1975 ) อย่างไรก็ตาม ในการที่ดีที่สุดของความรู้ของเรา ไม่มีงานวิจัยที่ได้รายงานต่อศักยภาพของการฟื้นฟู CS จาก hydroponic โซลูชั่นรวมทั้งจาก CS ปนเปื้อนดินและ / หรือแก้ปัญหาการใช้ napiergrass
เพื่อแก้ไขปัญหาเร่งด่วนเกี่ยวกับ CS ปนเปื้อนที่ดินในฟุกุชิมาการศึกษาครั้งนี้มีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาศักยภาพของการใช้ของ CS napiergrass ซึ่งเป็นที่รู้จักกันในการผลิตชีวมวลยิงสูงในโซลูชั่น hydroponic ประกอบด้วย CS มั่นคง ( cs-133 ) การปลูกพืชและ CS หรือ CS ในดินมีความสัมพันธ์อย่างใกล้ชิดกับเนื้อดิน โดยเฉพาะดินและฮิวมัสเนื้อหา ชี้แจงถึงศักยภาพความสามารถในการดูดซึมของ CS ใน napiergrass ดังนั้นการทดลองดำเนินการภายใต้เงื่อนไข hydroponic . เราตั้งสมมุติฐานความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างผลผลิตมวลชีวภาพเหนือพื้นดินสูงและการใช้ CS สูงใน napiergrass . นอกจากนี้ เราตรวจสอบรูปแบบการเคลื่อนย้ายและการสะสมของ CS ในส่วนของพืชนี้
2 วัสดุและวิธีการ : วาไรตี้ทั่วไปของ napiergrass ( var merkeron ) ถูกใช้ในการศึกษาปัจจุบันโดยทำการทดลองในเรือนกระจก overwintering หน่อที่ปลูกในมือถือถาดที่เต็มไปด้วยดินเชิงพาณิชย์ ในวันที่ 14 มิถุนายน 1 , 2011 ) , แปลงพืชปลูกในกระถางพลาสติก ( 10 ซม. ในเส้นผ่าศูนย์กลาง 8 เซนติเมตรความสูง ) เต็มไปด้วยก้อนกรวดในภาชนะพลาสติก ( 31.9-cm กว้าง 44.9-cm ยาวและ 15.5-cm ความสูง ) โฮกเลินของสารละลายธาตุอาหาร ( โฮกเลิน และตั้งแต่ พ.ศ. 2493 )พืชเป็น acclimated การเป็นเวลา 24 ชั่วโมงที่สภาวะเรือนกระจก CS ( อะตอมน้ำหนัก 133 ) ตั้งไว้ที่ 0 ( control ) , 50 , 150 , 300 , 1000 และ 3000 μใช้ซีเซียมคลอไรด์ ( CSCL ) หลังจาก acclimation ในโซลูชั่นกระทรวงวัฒนธรรม วัฒนธรรมในสารละลายเปลี่ยนไปทุกสัปดาห์ pH ของสารละลายที่ปรับเป็น 7.0 ด้วยเครื่องวัดแบบพกพา ( pH / MV อุณหภูมิเครื่องวัด asone จำกัด โอซาก้าญี่ปุ่น ) ทุกวัน ตลอดช่วง . การปลูกเลี้ยงถึง 7 สัปดาห์หลังจากที่เริ่มต้นของระบบรักษา อุณหภูมิสูงสุดและต่ำสุดในโรงเรือนเก็บรักษาที่เกือบคงที่อุณหภูมิ 39.5 องศา C ± 0.7 ° C และ 17.2 ° C ± 0.4 องศาองศาเซลเซียส
สามแต่ละพืชถูกวัดในแง่ของตัวเลขความสูง ทิลเลอร์ และ ค่าสปาด ( spad-502 ; มินอลต้า จำกัดโอซาก้า , ญี่ปุ่น ) ซึ่งบ่งชี้ว่า ปริมาณคลอโรฟิลล์ หรือสีในใบไม้ พืชเหล่านี้ถูกเก็บเกี่ยวจากแต่ละกลุ่มเพื่อกำหนดน้ำหนักและรักษาน้ำหนักแห้งของใบและฝัก ใบมีด CS เนื้อหาในใบที่ 2 , 4 , และ 7 สัปดาห์หลังการรักษา ( วัด ) เพื่อตรวจสอบ CS ความเข้มข้น 0.2 กรัมแต่ละพืชแห้ง เนื้อเยื่อของราก ใบ ใบเปลือกและใบย่อยใน 10 ml ( กรดดินประสิว ) โดยใช้ไมโครเวฟระบบการย่อยอาหาร ( ethos ) ; ) ) sorisole อิตาลี ) หลังจากลดจำนวนระดับ . supernatants เคยผ่าน 0.45 - μ M ตัวกรอง กำหนดให้ใช้อุปนัยคู่พลาสมามวลสาร Spectrophotometer ( เพอร์กินเอลเมอร์และ ICP-MS ; Elan , จํากัด , Fremont , CA , USA )ปัจจัยในการถ่ายโอน ( TF ) คือคำนวณสำหรับ CS ใช้ในพืชจากสารละลายโดยใช้สูตรต่อไปนี้ : TF = CS เนื้อหาในส่วนเหนือพื้นดินของพืช / CS เนื้อหาโซลูชั่น
2.1 . การวิเคราะห์ทางสถิติ
3 รักษาซ้ำได้สำหรับความสูง ชนิดตัวเลข สปาด ใบแห้ง น้ำหนักของใบมีดใบและเปลือก ใบ และ CS เนื้อหาของราก ใบ ใบเปลือกและใบ ข้อมูลในการทดลองภายใต้การวิเคราะห์ความแปรปรวนทางเดียว ( ANOVA ) การทดสอบหลายช่วงทดสอบเพื่อตรวจสอบนัยสำคัญของความแตกต่างระหว่างค่าเฉลี่ย การใช้โปรแกรมกราฟ kaleida
3 ผลและการอภิปรายการโยกย้ายใน napiergrass
CS ( หน้า purpurem schum . var merkeron ) เพื่อ hydroponic โซลูชั่นnapiergrass โดนหกที่แตกต่างกัน CS ความเข้มข้น 50 , 150 , 300 , 1000 และ 3000 μ M CS ; 0 μ M CS ใช้ควบคุม ) 2 , 4 , และ 7 สัปดาห์ ความสูง คือค่อย ๆเพิ่มความเข้มข้นและยับยั้ง CS เวลาเปิดรับแสง ( ตารางที่ 1 ) ลดสูงสุดในความสูง คือสังเกตที่ 7 วัดกับ 3% – 57 % ความสูงลดลงเมื่อเปรียบเทียบกับกลุ่มควบคุมความสูง .ความแตกต่างของความสูงจำนวนระหว่าง 300 - 1000 - 3000 - μ M CS การรักษาและการรักษาควบคุม ความสูงลดลง 57% ใน 3000 - μ M CS โซลูชันที่ 7 วัด . ผลลัพธ์เหล่านี้สอดคล้องกับของ Wu et al . ( 2009 )ใครรายงานการยับยั้งทีละส่วนของความสูงในข้าวฟ่างลูกผสม trifolium พืชและเพิ่มความเข้มข้นในดินใช้ CS ทั้งทางยกระดับ CO2 และการรักษา ในการศึกษานั้น เป็น CS ระดับ 3000 ppm ในดิน ( 14996 ppm CS ในส่วนยิง ) คือ phytotoxic .
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- อร่อย
- There is only a small number of local ad
- 14 Nov 14, 0:04 ICTwhen is your birthday
- ฉ้นอยู่ที่นั่น1สัปดาห์
- .5. Total RNA extraction and cDNA synthe
- 我还说泰语高棉掉
- ลดความผิดพลาดที่การจากการขั้นตอนผลิต
- ฉันอยู่ที่ไหน
- เซลล์แสงอาทิตย์ที่ใช้งานในประเทศไทยส่วนใ
- You should have informed me since
- ฉันก็เลยวสดรูปข้างหน้าเป็นจดหมาย
- A : Let's think about where to take Mr.
- ห้างสรรพสินค้า
- Axel Andersthere you are I'll come to Ch
- เราอยู่ถึง
- Low battery
- ฉันก็เลยวสดรูปข้างหน้าเป็นจดหมาย
- หมูตุ๋น
- คุณว่าจริงไหม
- 4. DiscussionChemical composition of Nap
- ปัญหา
- advance reservations clerkbanqueting man
- But I think, she asked the eagle watchin
- The body's immune system
