5. RAZPRAVA
5.4 PRIVZEM SVINCA, MAKRO IN MIKROELEMENTOV
Na privzem hranil močno vpliva prisotnost Pb in povzroča neravnovesje v mineralni prehrani rastlin (Sharma in Dubey, 2005). Zaradi Pb se lahko zmanjša absorpcija in prenos mineralnih hranil iz korenin v nadzemne dele rastline, ali pa se spremeni porazdelitev teh elementov v rastlini (Kopittke in sod., 2007).
Privzem oziroma prenos Pb in nekaterih mikro in makroelementov smo preučili na posušenih poganjkih ranega mošnjaka s pomočjo rentgenskega fluorescenčnega spektrometra.
Ugotovili smo, da je bila koncentracija Pb, v primerjavi s kontrolnimi rastlinami, značilno večja pri rastlinah, izpostavljenih 5, 10, 50 in 100 mg Pb/L. Ti rezultati kažejo, da se pri večjih koncentracijah Pb poveča tudi njegov privzem in prenos v poganjke. Po pričakovanjih smo najvišjo koncentracijo Pb zabeležili pri rastlinah, izpostavljenih 100 mg Pb/L, ki je znašala 1446,67 mg/kg SM, kar presega vrednost 1000 mg/kg SM, ki je po poročanju Reeves in Baker (2000) mejna vrednost za hiperakumulacijo.
Koncentracija P je bila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami značilno manjša pri rastlinah, izpostavljenih 1, 10, 50 in 100 mg Pb/L. Največje zmanjšanje koncentracije P je bilo pri rastlinah, izpostavljenih 50 in 100 mg Pb/L. Te ugotovitve nakazujejo, da se prenos P, ki je eden izmed pomembnejših makroelementov za rastline, zmanjša že pri nižjih koncentracijah od 50 mg Pb/L.
Koncentracija S je bila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami značilno manjša pri rastlinah, izpostavljenih 100 mg Pb/L, hkrati pa smo ugotovili, da ne prihaja do značilnih razlik v koncentraciji S v primerjavi s preostalimi rastlinami. Iz tega lahko sklepamo, da na prenos S v poganjke vplivajo predvsem zelo visoke koncentracije Pb.
Pri Ca smo ugotovili, da se njegova koncentracija ni značilno spremenila v primerjavi s kontrolo. Nižja koncentracija Ca je bila pri rastlinah, izpostavljenih 50 mg Pb/L, v primerjavi
45
z rastlinami, izpostavljenimi 5 mg Pb/L in pri rastlinah, izpostavljenih 100 mg Pb/L, v primerjavi z rastlinami, izpostavljenim 1, 5 in 10 mg Pb/L. Ti rezultati kažejo, da prisotnost Pb nima bistvenega vpliva na prenos Ca v poganjke oziroma nizke koncentracije Pb nekoliko bolj ugodno vplivajo na prenos Ca v poganjke kot zelo visoke koncentracije Pb.
Koncentracija K je bila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami značilno manjša le pri rastlinah, izpostavljenih 100 mg Pb/L, obenem pa je bila pri rastlinah, izpostavljenih 5 mg Pb/L značilno večja kot pri rastlinah, izpostavljenih 50 in 100 mg Pb/L. Te ugotovitve kažejo, da nizke koncentracije Pb nimajo velikega vpliva na prenos K, visoke koncentracije Pb pa ga zmanjšajo.
Za Mn smo ugotovili, da se njegova koncentracija v poganjkih ni značilno spremenila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami, kar kaže na to, da različne koncentracije Pb ne vplivajo bistveno na privzem in prenos tega mikroelementa v poganjke.
Koncentracija Fe je bila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami značilno manjša pri rastlinah, izpostavljenih 50 in 100 mg Pb/L, hkrati pa smo ugotovili, da ne prihaja do značilnih razlik v koncentraciji Fe v primerjavi s preostalimi rastlinami. Iz tega lahko sklepamo, da na prenos Fe v poganjke vplivajo predvsem visoke koncentracije Pb.
Koncentracija Zn je bila v primerjavi s kontrolnimi rastlinami značilno manjša pri rastlinah, izpostavljenih 100 mg Pb/L, hkrati pa imajo rastline, izpostavljene 1 in 5 mg Pb/L značilno večjo koncentracijo Zn v poganjkih kot rastline, izpostavljene 50 in 100 mg Pb/L. Ti rezultati kažejo, da visoke koncentracije Pb negativno vplivajo na prenos Zn do poganjkov.
Zmanjšan prenos elementov v poganjke ranega mošnjaka, pri visokih koncentracijah Pb, se odraža tudi v zmanjšani tvorbi suhe mase in posledično v zmanjšani sintezi klorofilov in karotenoidov.
5.5 OKSIDATIVNI STRES (LIPIDNA PEROKSIDACIJA)
Strupenost kovin za aerobne organizme se kaže tudi v nastajanju reaktivnih kisikovih spojin v njihovih celicah, kar imenujemo oksidativni stres (Liu in sod., 2008b; Singh in sod., 2010).
Na reaktivne kisikove spojine so občutljive vse vrste biomolekul njihov negativen učinek pa se odraža v metabolnih motnjah, v spremembah membranskih lipidov in celični smrti (Wang in sod., 2007).
Zanimalo nas je, katere koncentracije Pb pri ranem mošnjaku povzročijo poškodbe na celičnih membranah, kar smo preučili in določili preko vsebnosti malondialdehida (MDA) v koreninah in poganjkih.
Ugotovili smo, da je bila vsebnost MDA v poganjkih vseh rastlin večja od vsebnosti MDA v koreninah rastlin, kar nakazuje na to, da imajo korenine ranega mošnjaka, kljub večji
46
vsebnosti Pb kot poganjki, visoko toleranco na svinec in da se stres zaradi prisotnosti Pb bolj odraža na poganjkih kot na koreninah ranega mošnjaka.
Vsebnost MDA je bila v koreninah kontrolnih rastlin večja od vsebnosti MDA v koreninah rastlin, izpostavljenih 1, 10 in 100 mg Pb/L. Ti rezultati so nekoliko nepričakovani, ker nakazujejo povišano stresno delovanje v kontrolni skupini, kjer rastline niso bile izpostavljene Pb. Povišano vsebnost MDA bi pričakovali pri koreninah rastlin, ki so bile izpostavljene 100 mg Pb/L.
Vsebnost MDA pri poganjkih kontrolnih rastlin in rastlin, izpostavljenih 100 mg Pb/L, je bila značilno večja od vsebnosti MDA v poganjkih preostalih rastlin. Ti rezultati nakazujejo, da so bili poganjki rastlin, ki so bile izpostavljene 100 mg Pb/L pod stresom, pod stresom pa so bile tudi kontrolne rastline, kjer ni bilo prisotnega Pb.
5.6 LOKALIZACIJA SVINCA NA TKIVNEM NIVOJU 5.6.1 Lokalizacija Pb in Ca na prečnih prerezih listov
Zanimalo nas je, v katerih listnih tkivih ranega mošnjaka se bosta lokalizirala Pb in Ca.
Lokalizacijo Pb in Ca smo preučili na kontrolnih rastlinah in rastlinah, izpostavljenih 1, 10 in 100 mg Pb/L, s pomočjo elementarne in izotopske analize.
Iz narejenih kvalitativnih slik porazdelitve elementov smo ugotovili, da se je Pb lokaliziral v zgornji in spodnji povrhnjici in da jakost signala narašča z naraščajočo koncentracijo Pb, kar sovpada s predhodno ugotovitvijo o povečanem prenosu Pb v poganjke, glede na naraščajočo koncentracijo Pb v hranilni raztopini. Tudi Vogel-Mikuš in sod. (2008b) so na prečnih prerezih listov ranega mošnjaka ugotovili visoke koncentracije Pb v zgornji in spodnji povrhnjici.
Za Ca smo ugotovili, da se je lokaliziral znotraj mezofila, neglede na koncentracijo Pb.
Najmočnejši signal za Ca smo določili pri kontroli, najšibkejši pa pri 1 mg Pb/L. Visoko koncentracijo Ca na nivoju mezofila so ugotovili tudi Vogel-Mikuš in sod. (2008a), ki naj bi imel pomembno vlogo pri zaščiti fotosintezno aktivnih tkiv (Antosiewicz, 2005) in kovinski inhibiciji fotosistema II (Rashid in Popovic, 1990; Antosiewicz, 2005), saj omejuje nalaganje večjega števila kovin v fotosintezno aktivne celice (Antosiewicz, 2005). Da bi lahko potrdili zaščitno vlogo Ca, bi bilo potrebno izvesti dodatne meritve Ca in Pb na celični ravni.
47
5.6.2 Lokalizacija Pb na prečnih prerezih listov in pecljev
Čeprav je Pb potencialno strupena kovina (Tangahu in sod., 2011) in za rastline nima znane biološke vloge (Gaur in Adholeya, 2004) je znano, da je rani mošnjak sposoben privzemati Pb iz tal in ga nato v povečanih koncentracijah kopičiti v svojih poganjkih (Vogel-Mikuš in sod., 2005). Da bi se rastline ubranile morebitnih škodljivih učinkov Pb so razvile številne mehanizme razstrupljanja in tolerance.
Sposobnost kopičenja in tolerance ranega mošnjaka na Pb smo preučili tudi na tkivnem nivoju z metodo protonsko inducirane emisije rentgenskih žarkov s fokusiranim žarkom (mikro-PIXE).
Analiza prečnih prerezov listnih pecljev in listov narejena z mikro-PIXE je razkrila, da se je največ Pb nakopičilo v zgornji in spodnji povrhnjici, v manjših koncentracijah pa je bil prisoten tudi v mezofilu in vaskularnem tkivu. Največja koncentracija Pb v povrhnjici je bila opažena pri rastlinah, izpostavljenih 50 in 100 mg Pb/L.
Ti rezultati kažejo, da se večina Pb nalaga stran od fotosintetsko aktivnih tkiv in je to eden izmed mehanizmov razstrupljanja in skladiščenja Pb. O tem, da se v listu največ svinčevih ionov nalaga v epidermisu in žilah, sta poročala že Seregin in Ivanov (2001). Do podobnih ugotovitev so prišli tudi Vogel-Mikuš in sod. (2008a, b), saj naj bi se večina svinčevih ionov iz korenin v poganjke preneslo prek ksilema (Pourrut in sod., 2011) in nadaljevalo pot po apoplasu (Sharma in Dubey, 2005), kjer se s transpiracijo izloči voda in ostane sol.
Lokalizacija Pb na tkivnem nivoju je razkrila, da je bil Pb v nizkih koncentracijah prisoten tudi v tkivih kontrolnih rastlin. Ti rezultati so bili nekoliko nepričakovani in kažejo na to, da je bilo kljub številnim mehanizmom razstrupljanja in vezavi Pb v koreninah, nekaj Pb še vedno prisotnega v semenih. Nizke koncentracije Pb pri ranem mošnjaku oziroma nizek akumulacijski faktor semen za Pb (<<1) so v svoji raziskavi ugotovili tudi Vogel-Mikuš in sod. (2007).
5.7 PORAZDELITEV ELEMENTOV NA ORGANSKEM NIVOJU
Porazdelitev elementov, glede na koncentracijo Pb v hranilni raztopini, smo preučili tudi po celotnih listih s pomočjo uporabe 2D konfokalnega XRF-a.
Pri S in Zn smo zaznali najšibkejši signal tako pri kontroli, kot pri rastlinah, izpostavljenih Pb. Nekoliko močnejši signal smo zaznali pri K in Ca, ki pa se ni bistveno razlikoval med kontrolo in ostalimi listi. Ti rezultati ponovno kažejo, da Pb nima velikega vpliva na prenos in porazdelitev S, Zn, K in Ca v listih, kar smo ugotovili že pri določanju koncentracije elementov v poganjkih, kjer smo ugotovili znižane vrednosti S, Zn in K le pri koncentraciji 100 mg Pb/L. Povečan signal, v primerjavi s kontrolo, smo zaznali pri P, pri koncentraciji 5 mg Pb/L, šibkejšega pa pri koncentraciji 50 in 100 mg Pb/L. Do podobnih ugotovitev smo prišli tudi pri določanju koncentracije v poganjkih, kjer smo največje zmanjšanje
48
koncentracije P ugotovili pri koncentraciji 50 in 100 mg Pb/L. Signal za Fe je bil v primerjavi s kontrolo nekoliko šibkejši pri koncentracijah 50 in 100 mg Pb/L, kar kaže na zmanjšan prenos Fe v poganjke pri visokih koncentracijah Pb, kar smo ugotovili tudi pri določanju koncentracije v poganjkih. Pri Cl je bil signal, v primerjavi s kontrolo, najmočnejši pri koncentracijah 10 in 100, kar nakazuje na to, da povečane koncentracije Pb nimajo negativnega vpliva na prenos Cl v poganjke.
Signal za Pb je bil po pričakovanjih najmočnejši pri koncentraciji 100 mg Pb/L, medtem ko pri ostalih koncentracijah ni prišlo do povečanja signala v primerjavi s kontrolo. Ta ugotovitev potrjuje visoko stopnjo tolerance ranega mošnjaka na Pb in njegovo zmožnost kopičenja povečanih koncentracij Pb v poganjkih.
5.8 VEZAVNE OBLIKE SVINCA V KORENINAH IN LISTIH Z METODO RENTGENSKE ABSORPCIJSKE SPEKTROMETRIJE
Rezultati preučevanja vezavnih oblik Pb v koreninah in listih kažejo, da se Pb veže večinoma na kisikove ligande v celični steni, pri čemer ne moremo izključiti vezave na kisikove ligande v simplastu (organske kisline, kot je malat oz. citrat). O veliki težnji po vezavi Pb na komponente celične stene sta poročala že Seregin in Ivanov (2001). Komponente celične stene, ki omogočajo vezavo Pb na O-ligande so celuloza, hemiceluloza in pektin (Küpper in sod., 2004). Ostali fiziološki parametri potrjujejo, da se Pb večinoma kopiči v celični steni, in tudi pri večjih koncentracijah v hidroponski raztopini ne moti vitalnih metabolnih funkcij v celicah. Ti rezultati sovpadajo z ugotovitvami Vogel-Mikuš in sod. (2009) in kažejo na to, da je vezava Pb na celične stene eden izmed glavnih mehanizmov razstrupljanja v tkivih ranega mošnjaka. Kot ligand se pojavlja fosfat, kjer gre verjetno za obarjanje v celični steni.
Obarjanje Pb s fosfatom v koreninah, vpliva tudi na slabši privzem in transport P v poganjke.
Pri rastlinah iz narave, ki smo jih pomerili primerjalno, pa se v listih pojavljajo tudi žveplovi ligandi, tiolne skupine. Vezavo na žveplove ligande v listih rastlin iz rodu Noccaea (N.
caerulescens) so v svoji raziskavi ugotovili že Küpper in sod. (2004).
49 6. SKLEPI
Z meritvami potencialne FU FS II smo ugotovili, da fotosintezni sistem ni bil prizadet in da rastline ranega mošnjaka pri različni izpostavljenosti Pb niso bile pod stresom. Pri rastlinah, ki so bile izpostavljene nizkim koncentracijam Pb, smo ugotovili pozitiven vpliv Pb na potencialno FU FS II pri ranem mošnjaku.
Ugotovili smo, da je SMP v vseh primerih večja od SMK, kar je lahko rezultat večje akumulacije Pb v koreninah kot v poganjkih ranega mošnjaka. Ugotovili smo, da Pb pri koncentraciji 100 mg/L povzroča motnje v rasti in zmanjša tvorbo suhe mase pri ranem mošnjaku.
Ugotovili smo, da Pb pri koncentraciji 100 mg/L zavira sintezo klorofila a in b ter karotenoidov pri ranem mošnjaku. Pri rastlinah, ki so bile izpostavljene nizkim koncentracijam Pb, smo ugotovili pozitiven vpliv Pb na sintezo klorofila in karotenoidov pri ranem mošnjaku.
Koncentracija in porazdelitev Pb v poganjkih je bila največja pri 100 mg Pb/L. Negativen vpliv na koncentracijo in porazdelitev P v poganjkih ranega mošnjaka so imele že nizke koncentracije Pb. Svinec, dodan hranilni raztopini, ni bistveno vplival na koncentracijo in porazdelitev Ca in Mn v poganjkih. Visoke koncentracije Pb so negativno vplivale na koncentracijo in porazdelitev Fe, Zn, S in K v poganjkih. Omejen prenos elementov v poganjke, pri visokih koncentracijah Pb, se kaže kot zmanjšana tvorba suhe mase pri rastlinah izpostavljenih 100 mg Pb/L in negativno vpliva na sintezo klorofilov in karotenoidov.
Naši rezultati so pokazali večje oksidativne poškodbe na celicah poganjkov kot korenin. Ker so poškodbe celic pri kontrolnih skupinah večje ali podobne poškodbam pri višjih koncentracijah Pb, ne moremo zagotovo trditi, da Pb povzroča celične poškodbe pri ranem mošnjaku.
Na tkivnem nivoju smo ugotovili, da se večina Pb kopiči v zgornji in spodnji povrhnjici, zato lahko potrdimo prvo hipotezo, ki pravi, da se bo največ svinca kopičilo v povrhnjici lista. Za Ca smo ugotovili, da se večinoma kopiči znotraj mezofila.
Na tkivnem nivoju korenin in listov rastlin, ki so rasle na hidroponiki, je Pb vezan na kisikove atome, kot ligand pa se pojavlja tudi P, zato lahko potrdimo drugo hipotezo, ki pravi, da se bo svinec v tkivih ranega mošnjaka vezal predvsem na kisikove ligande prisotne v celični steni in vakuoli.
50 7. LITERATURA
Adams W. W., Demmig-Adams B. 2004. Chlorophyll fluorescence as a tool to monitor plant responses to the environment. V: Chlorophyll a fluorescence: a signature of photosynthesis. Vol. 19. Papageorgiou G.C., Govindjee. (ur). Dordrecht, Springer: 583-604
Antosiewicz, D. M. 1992. Adaptation of plants to an environment polluted with heavy Metals. Acta Societatis Botanicorum Poloniae, 61, 2: 281-299
Antosiewicz, D. M. 2005. Study of calcium-dependent lead-tolerance on plants differing in their level of Ca deficiency tolerance. Environmental Pollution, 134, 1: 23–34
Arazi T., Sunkar R., Kaplan B., Fromm H. 1999. A tobacco plasma membrane calmodulin-binding transporter confers Ni2+ tolerance and Pb2+ hypersensitivity in transgenic plants.
The Plant Journal, 20, 2: 171–182
Arčon I., Kodre A., Padežnik Gomilšek J., Vogel-Mikuš K., Lutts S., Llugany M., Poschenrieder C., Lefevre I. 2009. XAS analysis of Cd chemical coordination in Cd (hyper)accumulating plants, (ESRF). Grenoble: European Synchotron Radiation Facility = ESRF, 2009: 3 str.
Arias J. A., Peralta-Videa J. R., Ellzey J. T., Ren M., Vivero, M. N., Gardea-Torresdey J. L.
2010. Effects of Glomus deserticola inoculation on Prosopis: enhancing chromium and lead uptake and translocation as confirmed by X-ray mapping, ICP-OES and TEM techniques. Environmental and Experimental Botany, 68, 2: 139–148
Arshad M., Silvestre J., Pinelli E., Kallerhoff J., Kaemmerer M., Tarigo A., Shahid M., Guiresse M., Pradere P., Dumat C. 2008. A field study of lead phytoextraction by various scented Pelargonium cultivars. Chemosphere, 71, 11: 2187–2192
Assche F., Clijsters H. 1990. Effects of metals on enzyme activity in plants. Plant Cell Environment, 13, 3: 195–206
Baker A. J. M. 1981. Accumulators and excluders – strategies in the response of plants to heavy metals. Journal of Plant Nutrition, 3, 1–4: 643–654
Baker A. J. M., Reeves R. D., Hajar A. S. M. 1994. Heavy metal accumulation and tolerance in British population of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & C. Presl (Brassicaceae). New Phytologist, 127, 61–68
51
Barceló J., Poschenrieder, C. 1990. Plant water relations as affected by heavy metal stress:
a review. Journal of Plant Nutrition, 13, 1: 1–37
Becker J. S., Dietrich R. C., Matusch A., Pozebon D., Dressler V. L. 2008. Quantitative images of metals in plant tissues measured by laser ablation inductively coupled plasma mass spectrometry. Spectrochimica Acta Part B-Atomic Spectroscopy, 63, 11: 1248–
1252
Becker J. S., Matusch A., Wu B. 2014. Bioimaging mass spectrometry of trace elements – recent advance and applications of LA-ICP-MS: a review. Analytica Chimica Acta, 835:
1–8
Berry W. L. 1986. Plant factors in influencing the use of plant analysis as a tool for biogeochemical prospecting. V: Mineral Exploration: Biological Systems and Organic Matter. Carlisle D., Berry W.L., Kaplan I.R., Watterson J.R. (ur.). Englewood Cliffs, Prentice-Hall: 13-32
Botanični vrt Univerze v Ljubljani. 2018. Rastline, ki rastejo v Botaničnem vrtu. Ljubljana, Oddelek za biologijo Biotehniška fakulteta.
http://www.botanicni- vrt.si/component/rastline/thlaspi-praecox (oktober 2018) Breckle S. W. 1991. Growth under stress. Heavy metals. V: Plant Roots: The Hidden Half.
Waisel Y., Eshel A., Kafkafi U. (ur.). New York, Marcel Dekker Inc.: 351-373
Brooks R. R. 1998. Geobotany and hyperaccumulators. V: Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals: Their Role in Phytoremediation, Microbiology, Archaeology, Mineral Exploration and Phytomining. Brooks R.R. (ur.). NY, CAB International: 55–95 Bischof K., Hanelt D., Wiencke C. 1998. UV-radiation can affect depth-zonation of
Antarctic macroalgae. Marine Biology, 131: 597-605
Brunet J., Varrault G., Zuily-Fodil Y., Repellin A. 2009. Accumulation of lead in the roots of grass pea (Lathyrus sativus L.) plants triggers systemic variation in gene expression in the shoots. Chemosphere, 77, 8: 1113–1120
Cho-Ruk K., Kurukote J., Supprung P., Vetayasuporn, S. 2006. Perennial plants in the phytoremediation of lead-contaminated soils. Biotechnology, 5, 1: 1–4
52
Davies B. E. 1995. Lead and other heavy metals in urban areas and consequences for the health of their inhabitants. V: Environmental Contaminants, Ecosystems and Human Health. Majumdar S.K., Miller E.W., Brenner F.J. (ur.). Easton PA, The Pennsylvania Academy of Science: 287-307
Dey S. K., Dey J., Patra S., Pothal, D. 2007. Changes in the antioxidative enzyme activities and lipid peroxidation in wheat seedlings exposed to cadmium and lead stress. Brazilian Journal of Plant Physiology, 19, 1: 53–60
Durrant S. 1999. Laser ablation inductively coupled plasma mass spectrometry:
achievements, problems, prospects. Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 14:
1385₋1403
Eick M. J., Peak J. D., Brady P. V., Pesek J. D. 1999. Kinetics of lead adsorption and desorption on goethite: Residence time effect. Soil Science, 164, 1: 28-39
Erdei L., Mezôsi G., Mécs I., Vass I., Fôglein F., Bulik L. 2005. Phytoremediation as a program for decontamination of heavy-metal polluted environment. Acta Biologica Szegediensis, 49, 1-2: 75-76
Fageria N. K., Moreira A. 2011. The Role of Mineral Nutrition on Root Growth of Crop Plants. V: Advances in Agronomy. Donald L. Sparks (ur.). Burlington, Academic Press, 110, 251-331
Fernández B., Costa J. M., Pereiro R., Sanz-Medel A. 2010. Inorganic mass spectrometry as a tool for characterisation at the nanoscale. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 396:
15₋29
Gaur A., Adholeya A. 2004. Prospects of arbuscular mycorrhizal fungi in phytoremediation of heavy metal contaminated soils. Current Science, 86, 4: 528–534
Gupta D., Huang H., Corpas F. 2013. Lead tolerance in plants: strategies for phytoremediation. Environmental Science and Pollution Research International, 20, 4:
2150-2161
Gupta D., Huang H., Yang X., Razafindrabe B., Inouhe, M. 2010. The detoxification of lead in Sedum alfredii H. is not related to phytochelatins but the glutathione. Journal of Hazardous Materials, 177, 1-3: 437-444
53
Gupta D., Nicoloso F., Schetinger M., Rossato L., Pereira L., Castro, G., Srivastava S., Tripathi R. 2009. Antioxidant defense mechanism in hydroponically grown Zea mays seedlings under moderate lead stress. Journal of Hazardous Materials, 172, 1: 479–484 Han Y. L., Huang S. Z., Gu J. G., Qiu S., Chen J. M. 2008. Tolerance and accumulation of
lead by species of Iris L. Ecotoxicology, 17, 8: 853–859
Hassan M., Sighicelli M., Lai A., Colao F., Ahmed A. H. H., Fantoni R., Harith M. A. 2008.
Studying the enhanced phytoremediation of lead contaminated soils via laser induced breakdown spectroscopy. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy, 63, 10:
1225–1229
Hodges D. M., DeLong J., Forney C. F., Prange R. K. 1999. Improving thethiobarbituric acid-reactive-substances assay for estimating lipid peroxidation in plant tissues containing anthocyanin and other interfering compounds. Planta, 207, 4: 604-611 Islam E., Yang X., Li T., Liu D., Jin X., Meng F. 2007. Effect of Pb toxicity on root
morphology, physiology and ultrastructure in the two ecotypes of Elsholtzia argyi.
Journal of Hazardous Materials, 147, 3: 806–816
Jiang W., Liu D. 2010. Pb-induced cellular defense system in the root meristematic cells of Allium sativum L. BMC Plant Biology, 10, 40–40.
Joner E. J., Briones R., Leyval C. 2000. Metal binding capacity of arbuscular mycorrhizal mycelium. Plant and Soil, 226, 2: 227–234
Kim Y. Y., Yang Y. Y., Lee Y. 2002. Pb and Cd uptake in rice roots. Physiologia Plantarum, 116, 3: 368–372
Kopittke P. M., Asher C. J., Kopittke R. A., Menzies N. W. 2007. Toxic effects of Pb2+ on growth of cowpea (Vigna unguiculata). Environmental Pollution, 150, 2: 280–287 Krause G. H., Weis F. 1991. Chlorophyll fluorescence and photosynthesis: the basics.
Annual review of plant physiology and plant molecular biology, 42: 313-349
Krämer U., Smith R. D., Wenzel W. W., Raskin I., Salt D. E. 1997. The Role of Metal Transport and Tolerance in Nickel Hyperaccumulation by Thlaspi goesingense Halacsy.
Plant Physiology, 115, 4: 1641-1650
54
Kumar N. P. B. A., Dushenkov V., Motto H., Raskin I. 1995. Phytoextraction: the use of plants to remove heavy metals from soils. Environmental Science & Technology, 29, 5:
1232-1238
Kump P., Nečemer M., Smodiš B. 1996. Multielement analysis of rubber samples by X-ray fluorescence. Applied Spectroscopy, 50, 11: 1373-1377
Küpper H., Mijovilovich A., Meyer-Klaucke W., Kroneck P. H. M. 2004. Tissue- and age-dependent differences in the complexation of cadmium and zinc in the cadmium/zinc hyperaccumulator Thlaspi caerulescense (Ganges ecotype) reveald by X-ray absorption spectroscopy. Plant Physiology, 134, 2: 748-757
Lasat M. M., 2000. Phytoextraction of metals from contaminated soil: a review of
Lasat M. M., 2000. Phytoextraction of metals from contaminated soil: a review of