Đề tài Phytodegradation

3.5. Phytodegradation (TV chuyển hóa chất ô nhiễm) 3.5.1. Định nghĩa Phytodegradation (còn gọi là Phytotransformation) là sự phân giải chất ô nhiễm nhờ các quá trình chuyển hóa chất bên trong thực vật hoặc bên ngoài thực vật nhờ tác dụng của các hợp chất enzymes do thực vật tiết ra. Điều đó đã được trình bày ở hình 1, cơ chế chính là thực vật hấp thụ và chuyển hóa chất ô nhiễm. Ngoài ra, sự phân giải có thể xảy ra ở bên ngoài thực vật, khi đó chất ô nhiễm sẽ giải phóng do sự chuyển hóa. Sự phân giải đó do các nhóm vi sinh vật gây ra với hoặc do tác động của các vi khuẩn nốt sần ở rễ thực vật. Hình 1, Phytodegradation 3.5.1.1. Sự hấp thu Đối với sự phân giải xảy ra ở bên trong thực vật, các hợp chất sẽ được thực vật giữ lại. Một nghiên cứu cho thấy hơn 70 chất hữu cơ tiêu biểu cho các hợp chất được giữ lại và được tích lũy bởi 88 loài thực vật (Peterson et al. 1990). Một dữ liệu đã chứng minh kiểm tra các nhóm chất hóa học và các mẫu thực vật đã phát hiện liên quan đến sự hấp thu các hợp chất hữu cơ (Nellessen and Fletcher 1993b). Sự hấp thu phụ thuộc tính kị nước, tính tan và tính phân cực. Tính kị nước vừa phải của các hợp chất hữu cơ ( log kwo trong khoảng 0.5 đến 3.0) thì dễ dàng giữ lại và chuyển vào trong thực vật. Tính tan nhiều của hợp chất (sự thấm hút bề mặt thấp) sẽ không hấp thụ bên trên bề mặt rễ hoặc chuyển vào bên trong thực vật (Schnoor et al. 1995a; Cunningham et al. 1997). Các phân tử không cực với trọng lượng phân tử < 500 sẽ hấp thụ đến bề mặt của rễ, trong khi các phân tử có cực sẽ đi vào rễ và được chuyển dời đi (Bell 1992). Hình, 2 Sự hấp thu của Phytodegradatin trong đất Sự hấp thụ hợp chất hữu cơ của thực vật có thể phụ thuộc từng loại thực vật, tính chất của chất ô nhiễm và nhiều yếu tố vật lý và hóa học đặc trưng khác ở trong đất. Kết luận cuối cùng không thể luôn luôn làm về một chất đặc biệt. Ví dụ, khi PCP (pentachlorophenol) vào trong đất, 21% được tìm thấy ở trong rễ và 15% trong các chồi cỏ non sau 155 ngày (Qiu et al. 1994); trong một nghiên cứu khác, nhiều thực vật hấp thu rất ít PCP (Bellin và O’Connor 1990). 3.5.1.2. Sự chuyển hóa Sự chuyển hóa bên trong thực vật đã đồng nhất hóa các nhóm hợp chất hữu cơ riêng biệt, bao gồm thuốc diệt cỏ atrazine (Burken and Schoor 1997), chất khử trùng bằng clo có khả năng hòa tan TCE (Newman et al.1997a), và thuốc nổ TNT (Thompson et al. 1998). Sự chuyển hóa các hợp chất khác ngay cả thuốc trừ sâu DDT, thuốc diệt nấm hexachlorobenzenne (HCB), PCP, chất làm mềm dẻo diethylhexylphthalate (DEHP) và PCBs trong nuôi cấy tế bào thực vật (Komossa et al. 1995). Hình 3, Sự chuyển hóa chất ô nhiễm trong Phytodegradation 3.5.1.3. Cây trồng – khuôn tạo enzyme Enzym thực vật đã được đồng hóa có khả năng sử dụng làm giảm chất ô nhiễm thí dụ như thuốc nổ, thuốc diệt cỏ, chất khử trùng bằng clo. Nhiều thí nghiệm chất làm dẻo đã được tiến hành để nhận ra những cây mà có thể sản xuất những enzyme này (Komossa et al). Hình 4, Khả năng chuyển hóa của cây trong Phytodegradation Một khi hoá chất hữu cơ được di chuyển, thực vật có thể lưu trữ hoá chất thành từng đám vào trong phần mới hóa gỗ của cây (cầu nối cộng hoá trị của hoá chất hoặc đám của nó vào lignin của thực vật) ; hoặc có thể volatilize, chuyển hoá, hoặc khoáng hoá hoá chất hoàn toàn với cácbon điôxít và nước. Hợp chất béo các chất hydrocarbon như là trichloroethylene (TCE) đã được báo cáo được khoáng hoá để CO2 và ít chất chuyển hoá aerobic độc (trichloroethanol, acid trichloroacetic, và acid dichloroacetic bởi Newman et al., 1997). Sản phẩm này phù hợp với những thấy trong con người sống vì TCE huỷ diệt bằng cytochrome P450, là enzim dồi dào trong thực vật nhưng tốt cho con người. Vì vậy, thực vật được đôi khi xem như " lá phổi xanh " về mặt enzim của bộ môn khoa học trong hoá sinh. Những enzyme nitroreductase và enzyme laccase trong thực vật có thể chia cắt các chất có trong chất thải trong sản xuất đạn dược như là TNT (2,4,6 - trinitrotoluene), và chúng có thể liên kết chặt chẽ cấu trúc nhân và thành nguyên liệu thực vật mới hay mảnh vụn hữu cơ trở thành bộ phận của trầm tích chất hữu cơ. Cơ chế khử độc theo phương pháp này có thể làm thay đổi hoá chất độc ban đầu để chất chuyển hoá không độc và được lưu trữ trong mô thực vật (Schnoor et al., 1995). Hiểu biết kỹ về thành phẩm và lối đi của tiến trình enzim sẽ đơn giản hóa độc tính điều tra đúng chỗ của phytoremediation. 3.5.2. Môi trường Các loại thực vật phân hủy được sử dụng trong xử lý đất, các loại trầm tích, bùn đặc và nước ngầm. Bề mặt nước cũng có thể được xử lý bằng cách sử dụng các loại thực vật phân hủy. Bảng 1, Môi trường mà phytodegration có khả năng được áp dụng 3.5.3. Những thuận lợi Các chất gây ô nhiễm bị phân hủy vì những enzyme được sản xuất bởi một cây có thể xuất hiện trong môi trường tự do của một số vi sinh vật (chẳng hạn, trong một môi trường các vi sinh vật đã bị giết chết khi chất gây ô nhiễm có nồng độ cao). Những cây có thể phát triển trong đất cằn và cũng trong đất mà có những mức độ tập trung là độc so với vi sinh vật. Như vậy, sự phân hủy bởi thực vật tiềm tàng có thể xuất hiện trong những đất nơi mà vi khuẩn không thể phân hủy. 3.5.4. Những khó khăn Sự phân hủy của thực vật có thể gặp những bất lợi sau đây: - Các dạng trung gian của chất độc hại hoặc các sản phẩm phân hủy của chúng hoặc có thể là hình thái của chúng. Trong một nghiên cứu không liên quan đến sự phân hủy của thực vật, PCP đã được chuyển hóa vào trong chuỗi tetrachlorocatechol trong cây lúa mỳ và trong nuôi cấy tế bào. - Ngày nay việc nhận dạng và xác định rõ các dạng chuyển hóa thuộc về thực vật là rất khó khăn; do đó việc phá hủy các chất ô nhiễm rất khó có thể được xác nhận. 3.5.5. Nồng độ chất Các hợp chất hữu cơ là những thể loại chính của chất gây ô nhiễm đối tượng của những thực vật có khả năng phân giải chất hữu cơ. Nói chung, những hợp chất hữu cơ với log giữa 0.5 và 3.0 có thể là đối tượng của của những thực vật có khả năng phân giải chất hữu cơ bên trong của cây. Những chất vô cơ cũng được xử lý thông qua sự hấp thụ và sự chuyển hóa của cây. Những cây trồng có khả năng phân giải chất hữu cơ bên ngoài cây thì không phụ thuộc vào log và sự hấp thụ của cây. (Bảng 2) 3.5.5.1. Những chất hữu cơ * Chất khử trùng clo Những enzim dehalogennase trong cây có thể khử những hợp chất clorin, đã được phát hiện trong trầm tích (Mc Cutcheon, 1996) TCE đã chuyển hóa trichloroethanhnol, trichloroacetic axit, và axits dichloroacetic trong cây dương lai (Newman et al, 1997). Trong một nghiên cứu tương tự, những cây dương lai đã được tiếp xúc với nước chứa khoảng 50 TCE ppm và đã chuyển hóa TCE bên trong cây (Newman et al, 1997). Rễ cây cải ngựa (loài cây có hoa trắng, thuộc họ cây mù tạc) có thể xử lý được nước thải chứa 850 ppm 2.4 –diclorophenol (Dec and Bollag, 1994) *Chất diệt cỏ Atrazine trong đất đã được đưa lên bởi cây sau đó thủy phân và khử amin trong rễ, những chất chuyển hóa được so sánh trong cây và nghiên cứu đánh giá độc tính của atrazine chỉ ra rằng các chất chuyển hóa từ Atrazine ít độc hại hơn Atrazine Enzim nitrilase trong cây có thể phân hủy chất diệt cỏ, đã được phát hiện trong trầm tích (Carreira, 1996 ). Một nghiên cứu đã chỉ ra rằng bentazon trong thuốc diệt cỏ được phân hủy trong cây liễu đen, như là chỉ thị bởi bentazon mất trong thời gian nghiên cứu, trong nhà ươm và đó là sự chuyển hóa trong cây. Bentazon là đọc tố đến 6 loài cây ở nồng độ 1000-2000 mg/l. Tại 150mg/kg, những chất chuyển hóa bentazon đã được phát hiện trong thân cây và các mẫu mô vòm lá. (Corger and Portier, 1997 ). Dùng 60.4 g/kg Atrazine (tương đương với khoảng 3 lần mức ứng dụng) đã được sử dụng để nghiên cứu khả năng hấp thu chất hữu cơ trong dương lai.(Burken and Schnoor, 1997) Chất diệt cỏ bentazon là chất đọc đối với cây trồng ở nồng độ 1000-2000 mg/l, nhưng ở nồng độ 150 mg/l thì cây có thể phát triển được (Corger and Portier, 1997) *Thuốc trừ sâu Enzim photphatase tách từ thực vật có thể phân hủy thuốc trừ sâu photphat hữu cơ, có thể được áp dụng làm thực vật phân giải chất hữu cơ *Thuốc nổ Enzim nitroreductase trong cây có thể phân giải đan dược, đã được phát hiện trong trầm tích, enzim này trong cây rong xương cá có thể phân hủy TNT ((Mc Cutcheon, 1996) Cây dương lai chuyển hóa TNT thành 4- amino-2,6- dinitrotuloene, 2- amino-4,6- dinitrotuloene và một số hợp chất không xá định khác (Thompson et al, 1998) Nồng độ TNT trong đất ngập nước giảm từ 128 xuống 10 ppm khi dùng cây rong xương cá (Schoor et al, 1995) *Phenols Nồng dộ chlorinnated phenol trong nước thải giảm khi có mặt của enzim oxidoreductase trong rễ cây cải ngựa (Dec and Bollag, 1994). 3.5.5.2. Chất vô cơ * Chất dinh dưỡng Nitrate sẽ được đưa lên bởi thưc vật và được biến đổi cho đến protein và khí nito (Licht and Schoor 1993). Bảng 2, Khả năng tập trung nồng độ các chất độc trong rễ 3.5.6. Độ sâu của rễ Phytodegradation thường được giới hạn ở vùng rễ, và có thể dưới vùng rễ nếu dịch của rễ tiết ra được hòa tan, không hấp thu được, và vận chuyển bên dưới vùng rễ. Mức độ mà điều này xảy ra là không chắc chắn. Phydegradation của chất ô nhiễm hữu cơ trong đất đã được quan sát về mối tương quan giữa giảm nồng độ ô nhiễm với việc tăng độ sâu đất. Nghiên cứu trên thuốc trừ sâu cũng như ô nhiễm công nghiệp có cho thấy là đất độ sâu là xem xét chủ yếu trong có hiệu lực ở nơi khôi phục sinh thái (Veeh et al., 1996 ; Strand et al., 1995). Ảnh hưởng của cây cỏ gì lên đất nhiễm bẩn với các kim loại nặng cũng giảm khi tăng độ sâu (Ou et al., 1995). Quan hệ giữa khả năng chuyển hóa với độ sâu của đất chưa được đánh giá những cây có khả năng xử lý chất gây ô nhiễm hữu cơ. Hình thái của rễ đóng vai trò trong hiệu quả của thực vật xử lý. Thực vật với cấu trúc rễ xơ, và do đó lĩnh vực bề mặt rễ lớn, có thể cải tiến dissipation hữu cơ hơn thực vật với đơn giản, ít hệ thống xơ (Aprill và Sims, 1990). Nghiên cứu này được thiết kế để kiểm tra ảnh hưởng của độ sâu của và bề mặt lên khả năng chuyển hóa của dầu khí hyđrô cácbua trong đất. Mục tiêu là (1) so sánh khả năng chuyển hóa của antraxen, benzo [α] antraxen (BA), BaP, và TPH (dầu diesel) tại 3 độ sâu khác nhau trong đất cột với thực vật ở cạn và thực vật ở nước; (2) giám sát hoạt động vi sinh vật trong đất và so sánh mật độ vi khuẩn có trong ba độ sâu của đất cho thực vật ở cạn, thực vật ở nước, trong vùng bị ô nhiễm và vùng không bị ô nhiễm; (3) định lượng tăng trưởng của bộ rễ trong đất; và (4) đánh giá tương quan khả năng chuyển hóa sinh học của chất gây ô nhiễm hữu cơ. Hình 5, Độ sâu của rễ ảnh hưởng đến khả năng xử lý của cây 3.5.7. Cây trồng Cây rong xương cá ở nước (Myriophyllum aquaaticum) và ngành tảo bánh xe (Nitella) có được sử dụng cho sự giảm phẩm cấp của TNT. Men nitroreductase cũng được xác định trong ngành tảo khác, FEMS, những thực vật một lá mầm, hai lá mầm Và cây khác (Mc Cutcheon 1996). Sự giảm phẩm cấp của TCE đã được phát hiện ra trong những cây bạch dương lai và trong nuôi cấy tế bào bạch dương, dẫn đến sản xuất của những sản phẩm chuyển hóa và khoáng hóa hoàn toàn một phần nhỏ TCE (Gordon et al. 1997; Newman et al. 1997a). Sự giảm phẩm cấp Atrazine cũng được xác nhận trong những cây bạch dương lai (Populus deltoides x nigra DN34, Imperial Carolina) (Burken and Schoor 1997). Những cây bạch dương cũng được dùng để loại bỏ những chất dinh dưỡng từ nước ngầm (Licht và Schoor 1993). Cây liễu đen (Salix nigra), cây hoàng dương (Liriodendron tulipifera), cây bụt mọc (Taxodium distichum), cây huê đen (Betula nigra), anh đào vỏ cây sồi (Quercus falcat), và cây sồi sống (Quercus viginiana) có khả năng hỗ trợ sự giảm phẩm cấp của thuốc diệt cỏ bentazon (Conger and Portier 1997). Bảng 3, Tình hình sử dụng các loại cây trong Phytodegradation 3.5.8. Những điều kiện 3.5.8.1. Nền và tầng nước mặt Nước ngầm mà có thể được khai thác bởi những rễ tự do được bơm tới bề mặt được có thể xử lý bởi hệ thống này. Phytodegradation có thể cũng xuất hiện trong tầng nước mặt, nếu nước có thể hỗ trợ sự tăng trưởng của những cây thích hợp. 3.5.8.2. Điều kiện về đất Phytodegradation thích hợp nhất cho những vùng đất lớn đang có sự nhiễm bẩn nông. Từ phương trình (1) trên, có thể ước tính sức hấp dẫn tỉ lệ của chất gây ô nhiễm. Yêu cầu đầu tiên động lực học có thể mượn như phép tính xấp xỉ cho thời gian cần thiết để tiến hành xử lý được mục tiêu. Sức hấp dẫn tỉ lệ nên chia cho khối chất gây ô nhiễm tiếp tục trong đất : 3.5.8.3. Điều kiện khí hậu Những nghiên cứu Phytoremediation có liên quan đến phytodegradation được tiến hành theo nhiều điều kiện khí hậu. Một hình thức khác của phytodegradation là phytovolatilization, qua đó hoá chất không ổn định hay của họ sản phẩm chuyển hoá được tung ra để không khí qua khả năng bốc hơi của thực vật. Nhiều chất hóa học hữu cơ đó nằm ngoan cố trong lớp dưới bề mặt môi trường phản ứng đã nhanh chóng bốc hơi trong bầu không khí với gốc hydrôxyl, chất oxi hoá tạo thành trong chu kỳ quang hoá. Chuyển giao của chất gây ô nhiễm từ đất hoặc nước ngầm để không khí không hấp dẫn như suy thoái ở đúng chỗ, nhưng nó có thể được thích hơn là tiếp xúc kéo dài trong đất môi trường và nguy cơ nước ngầm nhiễm bẩn. 3.5.9. Tình hình nghiên cứu và sử dụng hiện tại Khái niệm này của phytodegradation cho hợp chất hữu cơ đã được thử nghiệm trong phòng thí nghiệm, nhà kính, và lô đất nhỏ. Chất gây ô nhiễm được hoặc thu hồi như đã bao bọc phế liệu trong đất hoặc thực vật, chuyển hoá, hoặc bốc hơi như được trình bày trong hình 5. Hình 6, Các dạng chuyển hóa và khả năng vận chuyển trong thí nghiệm Nghiên cứu cân đối khối lượng đã hoàn tất sử dụng 14 Hợp chất C-labeled, các dạng chuyển hóa và khả năng vận tải của hoá chất qua thực vật đã được ghi vào tài liệu (Newman et al., 1997; Burken và Schnoor, 1997; Dushenkov et al., 1995; Ferro et al., 1994). Newman et al. (1997) đã được biểu lộ TCE được chuyển thành trichloroethanol, trichloroacetic acid, và acid dichloroacetic bằng cây cây bạch dương lai. Nhận xét này là chỉ tiêu định hướng của biến đổi aerobic, như là trong gan con người bằng enzyme cytochrome P – 450 (mono oxygenase). Dấu vết số lượng của khoáng hoá 14CO2 khá khác thường, tuy nhiên, và không có bản báo cáo trong văn chương của thơm hợp chất được hoàn toàn khoáng hoá bằng thực vật. Nhiều nghiên cứu về sử dụng Phytodegradation đã tiến hành ở mức độ phạm vi hẹp – chủ yếu cho những cây lương nhu dùng trong quân đội (AAPs). Những khu vực nghiên cứu này bao gồm những trung tâm nghiên cứu tại Iowa AAP, các tổ chức xã hội AAP và Milan AAP (McCutcheon 1996). Bảng 4, Tình hình nghiên cứu Phytodegradation tại một số phòng thí nghiệm Ngoài ra ứng dụng vào trong thực vật chuyển hóa tại những khu vực bị nhiễm hóa dầu và khu vực nhà kho, nước thải của những khu sản xuất đạn dược, nhiên liệu vết do làm đổ, các chất hydrocarbon dung môi, nước rỉ rác từ hố chôn rác (bao gồm yêu cầu khí oxy hoá sinh (BOD) và yêu cầu khí oxy hoá chất (COD)), và hoá chất sử dụng trong nông nghiệp (thuốc trừ sâu và phân bón). Trong nhiều giải pháp, phytoremediation không phải là tùy chọn điều trị duy nhất, nhưng nó cũng được dùng kèm theo các phương pháp khác cho việc loại bỏ ô nhiễm hay đồng xử lý nước thải có nồng độ ô nhiễm cao hay xử lý như làm khuyếch tán. 3.5.10. Chi phí hệ thống Thông tin chi phí đã không được báo cáo. Trong quá trình thu thập tài liệu, nhóm đã tìm được một dự án xử lý bằng phương pháp Phytodegradation mang tính chất tham khảo. 3.5.11. Những tài liệu tham khảo được lựa chọn 1) Bell, R.M.1992. Higher Plant Accumulation of Organic Pollutants from Soils. Risk Reduction Engineering Laboratory ( Thực vật tích lũy ô nhiễm hữu cơ từ đất cao). Trang này bao gồm 1 tài liệu chuyên sâu xem xét sự ứng xử của các chất ô nhiễm hữu cơ trong các hệ thống thực vật và đất và sự hấp thụ các chất ô nhiễm bởi thực vật. Nhiều loài thực vật khác nhau và các loại ô nhiễm được trình bày trong tài liệu này. Những bảng và đồ thị được xem xét trong tài liệu cung cấp thông tin về số lượng thực vật hấp thụ. Các kinh nghiệm hướng dẫn về thực vật hấp thụ hexachlorobenzene, phenol, toluene và TCE được mô tả kĩ lưỡng. 2) Burken, J.G., and J.L. Schnoor. 1997. Uptake and metabolism of atrazine by poplar trees. (sự hấp thụ và chuyển hóa atrazine bởi cây gỗ dương) Bài trình bày này mô tả cây dương sinh trưởng trên đất hoặc cát mà hấp thụ, thủy phân và đồng vị phóng xạ đề alkyl hóa atrazine (1 chất trong thuốc trừ sâu) đến hỗn hợp ít độc hơn. Sự chuyển hóa được tìm thấy xảy ra trong các rễ, thân, và lá , và 1 lượng chuyển hóa tăng theo thời gian trong các mô thực vật. Trong các lá, atrazine gốc ở dạng kép được tìm thấy đến 21% bằng định vị phóng xạ lúc 50 ngày, và 10% lúc 80 ngày. Việc trồng trên cát, hấp thụ đồng vị phóng xạ là 27,8% lúc 52 ngày và 29,2% lúc 80 ngày. Ít hơn 20% đồng vị phóng xạ giữ lại như là chất cặn bã lắng lại trong mô thực vật. Sự phân giải atrazine trong các đất không có thực vật cũng tương tự như sự phân giải trong đất trồng thực vật. Cách thức chuyển hóa atrazine cũng được trình bày. 3) McCutcheon, S.1996. Phytoremediation of organic compounds: Science validationand field Testing. In W. W.Kovalick and R. Olexsey (eds.), workshop on phytoremediation of organic wastes (thực vật xử lý các chất hữu cơ kép). Cái nhìn tổng quan về các cách sử dụng, những thuận lợi, những bất lợi của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm được trình bày cùng với việc xác định và sử dụng các enzyme cho việc phân giải bằng ánh sáng. Sự trình diễn lĩnh vực tại một vài nhà máy đạn dược quân đội cũng được thảo luận. 4) Newman, L.A., S.E.Strand, N. Choe, J Duffy, G. Ekuan, m. Ruszaj, B.B. Shurtleff, J.Wilmoth, P. Heilman, and M. P. Gordon. 1997a. Uptake and biotransformation of trichloroethylene by Hybrid poplars (hấp thụ và chuyển hóa sinh học tri-clo-etylen bởi những cây dương lai) Sự thảo luận được trình bày việc những môi trường nuôi cấy tế bào khối u không kí chủ trên cây dương được cho 1 liều TCE và những mẫu thí nghiệm cái mà được phân tích cho việc phân hủy các sản phẩm và 14CO2. Những tế bào nghiên cứu đã chuyển hóa TCE đến tri-clo-etanol và di, tri-clo-acetic axit. Các môi trường đã oxy hóa 1 đến 2% TCE thành CO2 trong 4 ngày. Toàn bộ các cây được chiết tách đến 50 ppm TCE. Các lá được thu nhặt và hấp thụ không khí để lấy mẫu TCE. Các phần của cây được thu hoạch và phân tích TCE và những chất chuyển hóa. TCE phơi bày trong cây có đáng kể trong thân nhưng lượng tối thiểu trong lá. Nồng độ cân bằng của tri-clo-etanol và TCE được tìm thấy trong các lá, nhưng nồng độ tri clo-etanol nhỏ hơn TCE ở trong thân. Triclo acetic axit đều xuất hiện trong các thân và lá. Trong các rễ chứa TCE, triclo acetic axit, điclo acetic axit, và triclo etanol. TCE được bay hơi từ các cây. 5) Paterson, S., D. Mackay, D. Tam, and W. Y. Shiu. 1990. Uptake of organic chemicals by plants: a review of processes, correlations and models (hấp thụ chất hóa học hữu cơ bởi thực vật: xem xét các quá trình, mối tương quan, cách thức). Các con đường đi vào cây (rễ và lá hấp thụ) của các chất hữu cơ kép được thảo luận. Sự cân bằng thể hiện mối tương quan nồng độ khác nhau giữa các phần của cây đến hệ số phân cắt octanol của nước, khối lượng phân tử, định luật bất biến của Henry. Sự xem xét cách thức hấp thụ của thực vật cũng được bao gồm. Những tài liệu bảng biểu cắt ngang được bao gồm việc xác định sự trích dẫn tài liệu cho các nghiên cứu thực vật hấp thụ chỉ dẫn các loài thực vật khác nhau và các chất hóa học kép khác nhau. 6) Thompson, P. L., L. A. Ramer, and J. L. schnoor.1998. Uptake and transformation of TNT by hybrid poplar trees (sự hấp thụ và chuyển hóa TNT bởi các cây dương lai). Trong các phong thí nghiệm, các cây dương lai và đánh dấu đồng vị phóng xạ TNT được trồng trong hệ thống nước và cát. Nhiều TNT được giới hạn trong rễ, với sự chuyển vị tương đối nhỏ <10% trong cây. Các chất chuyển hóa TNT được tìm thấy trong các mô thực vật. Danh sách nhóm 5: Lê Trọng Nghĩa Huỳnh Thị Thùy Liên Võ Thị Tố Như Đinh Trọng Lịch Võ Huy Cẩm