ارزیابی خطرات سلامتی فلزات سنگین حاصل از آبیاری خاک‌های کشاورزی با فاضلاب شهری در جنوب سبزوار

نوع مقاله : مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 دانشیار، گروه زمین شناسی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه پیام نور، تهران، ایران

2 مربی گروه میکروب شناسی، مرکز تحقیقات سلولی و مولکولی، دانشگاه علوم پزشکی سبزوار، سبزوار، ایران

چکیده

اهداف: آبیاری خاک‌های کشاورزی با پساب‌های حاصل از ضایعات شهری موجب آلودگی خاک و ایجاد خطرات محیط‌زیستی می‌شود. فلزات سنگین یکی از مهم‌ترین آلاینده‌های آب‌های زائد است که موجب بروز بیماری‌های گوناگون می‌شود.
مواد و روش‌ها: به‌منظور بررسی اثر فاضلاب شهری بر ترکیب خاک‌های منطقة جنوب سبزوار، از خاک‌های سطحی آلوده و غیرآلوده، همچنین سبزی جعفری کشت‌شده روی این خاک‌ها نمونه‌برداری هدف‌مند انجام گرفت. میزان فلزات سنگین و عناصر کمیاب نمونه‌های کل خاک با روش طیف‌سنج جرمی پلاسمای زوج القایی (ICP-MS) تعیین شد. برای اندازه‌گیری میزان دسترسی زیستی فلزات سنگین از روش DTPA استفاده شد. غلظت فلزات سنگین در محلول استخراج‌شده به روش DTPA و میزان این عناصر در سبزیجات به روش FAAS تعیین شد.
یافته‌ها: در خاک‌های غیرآلودة سبزوار عناصر نیکل و کروم به مقدار بیش‌ازحد استاندارد دیده شد که حاصل هوازدگی سنگ‌های مادر غنی از این عناصر است. در خاک‌های آلوده علاوه‌بر این دو عنصر، نقره (Ag)، کادمیم (Cd)، کبالت (Co) و روی (Zn) نیز در ترکیب کلی خاک پتانسیل خطر محیط‌زیستی را نشان داد. آنالیز DTPA مشخص ساخت که میزان دسترسی زیستی فلزات سنگین در خاک‌های غیرآلوده پایین است، اما در خاک‌های آلوده استخراج‌پذیری این عناصر بسیار است. تمرکز فلزات سنگین در سبزیجات کشت‌شده روی خاک‌های آلوده نیز چندین برابر خاک‌های غیرآلوده افزایش‌ داشت و میزان کروم در ‌دسترس به بالاتر از استانداردهای تعیین‌شده رسید.
نتیجه‌گیری:داده‌های حاصل از این تحقیق نشان داد که آبیاری خاک‌های منطقة جنوب سبزوار با فاضلاب شهری طی سال‌های طولانی موجب تمرکز بسیاری از فلزات سنگین و عناصر دارای پتانسیل خطر محیط‌زیستی در این خاک‌ها شده است. ضریب HRI محاسبه‌شده برای نیکل موجود درسبزیجات کشت‌شده بر این خاک‌ها بالاست (>1) وخطرات سلامتی برای مصرف‌کنندگان به‌همراه دارد.

کلیدواژه‌ها

موضوعات


عنوان مقاله [English]

Assessment of potential health risks of heavy metals due to sewage irrigation of agricultural soils in the south of Sabzevar

نویسندگان [English]

  • Seyed Ali Mazhari 1
  • Faezeh Haghighi 2
1 Associate Professor, Department of Geology, Faculty of Science, Payame Noor University, Tehran, Iran
2 Department of Microbiology, Cellular and Molecular Research Center, Sabzevar University of Medical Sciences, Sabzevar, Iran
چکیده [English]

Background: Agricultural soils irrigation by urban sewage is a key factor to increase soil pollution and environmental risks. Heavy metals are one of the most important sewage pollutants which may produce different diseases.
Methods: The specified locations were selected for surface soil sampling to investigate the effect of sewage irrigation on the soil and vegetation (parsley) composition in the south of Sabzevar area. The heavy metals concentration and trace elements composition of whole samples were determined by ICP-MS. The heavy metals bioavailability was measures by DTPA method. The heavy metals concentration in DTPA extracted solution and parsley samples were defined by FAAS method.
Results: Ni and Cr concentrations in the non-polluted soils are more than standard limits. These high concentrations have been generated by enriched parental materials. In addition to Ni and Cr, polluted soils have potential environmental risk because of high concentration of Ag, Cd, Co and Zn. The DTPA results showed that non-polluted soils, unlike polluted soils, have low bioavailability. The vegetables cultivated on the polluted soils have several times higher heavy metal concentrations than non-polluted samples. These vegetations show higher Cr bioavailable value than FAO/WHO standard.
Conclusion: Heavy metal concentration has been increased by long time sewage irrigation in the southern Sabzevar soils. These heavy metals are environmentally harmful. Nickel content of vegetables cultivated on polluted soils have high HRI (>1) index which indicates high health risk for consumers.

کلیدواژه‌ها [English]

  • heavy metals
  • polluted soil
  • sewage
  • south of Sabzevar

مقدمه

در دهه‌های اخیر، به‌علت افزایش جمعیت شهری، کمبود منابع آبی و مشکل دفع پساب‌های صنعتی، استفاده از فاضلاب در آبیاری باغ‌ها و مانَک‌ها و مزارع اطراف شهرها بسیار گسترش ‌یافته است. از سوی دیگر، به‌کارگیری فاضلاب شهری روشی اقتصادی در تأمین مواد مغذی گیاهی محسوب می‌‌شود [1]. با این ‌حال، استفاده از فاضلاب شهری خطرات محیط‌زیستی مختلفی را موجب می‌شود. برخی از این خطرات کوتاه‌مدت است (همچون عوامل بیماری‌زای میکروبی). اما، بعضی از خطرهای طولانی‌مدت نیز در اثر کاربرد طولانی‌ آب‌های زائد حاصل می‌شود [2]. یکی دیگر از مشکلاتی است که در اثر به‌کارگیری این آب‌ها ایجاد می‌شود حضور آلاینده‌هایی همچون فلزات سنگین در آب‌های زائد شهری و صنعتی است [3]. استفادة طولانی‌مدت از آب‌های زائد موجب آلایش خاک می‌شود. تداوم آبیاری خاک با فاضلاب ظرفیت خاک برای نگهداری فلزات سنگین را کاهش‌ می‌دهد و این عناصر به درون آب‌های زیرزمینی یا محلول‌های خاک قابل‌جذب به‌وسیلة گیاه نفوذ خواهد کرد. چون این فلزات سنگین حاصل منابع انسان‌زاد است، به‌شدت بر میزان دسترسی زیستی و گونه‌های عناصر موجود در سیستم تأثیر دارد و خطرات محیط‌زیستی را افزایش می‌دهد [4]. جذب فلزات سنگین در گیاه یکی از مشکلات عمده است، زیرا موجب ورود آن‌ به بدن انسان می‌شود [5]. گیاهان اگر در خاک‌های آلوده رشد کنند، تمرکز فلزات سنگین در آن‌ها بیشتر خواهد شد. در نهایت، مواد آلاینده از این طریق وارد زنجیرة غذایی می‌شود یا محیط را آلوده خواهد کرد. بنابراین، بررسی ترکیب خاک‌های آبیاری‌شده با آب‌های زائد در تعیین آلودگی‌های محیطی ضروری است.

چندین دهه است که منطقة جنوب سبزوار محل خروج آب‌های زائد و فاضلاب شهری ‌است و خاک‌های این ناحیه مدت مدیدی است که با این آب‌ها آبیاری می‌شود. با وجود تأسیس تجهیزات تصفیة فاضلاب، هنوز هم وسعت قابل‌توجهی از اراضی زیر کشت منطقه با آب‌های زائد یا آب‌های نیمه‌تصفیه‌شده آبیاری می‌شود. در این مطالعه سعی شده است تأثیر آبیاری طولانی‌مدت با آب‌های زائد روی شیمی این خاک‌ها بررسی‌شود و آثار محیط‌زیستی آن‌ها تعیین شود. بدین منظور، ترکیب فلزات سنگین در نمونه‌های انتخاب‌شده از این خاک‌ها با سایر خاک‌های غیرآلوده در این ناحیه مقایسه شده است. برای ارزیابی بهتر خطرات آلایش خاک، میزان دسترسی زیستی فلزات سنگینِ خاک و میزان فلزات سنگین سبزیجات (نوع جعفری) کشت‌شده روی نمونة خاک‌های آلوده و غیرآلوده نیز تعیین و بررسی شده است.

منطقة مورد مطالعه در شمال‌شرقی ایران واقع ‌شده است و در تقسیم‌بندی مناطق زمین‌شناسی ایران در قلمرو ایران مرکزی قرارمی‌گیرد (شکل 1). پیلگر [6] از این ناحیه را پهنة سبزوار یاد کرده و علوی [7] در نقشة تکتونیکی خاورمیانه پهنة سبزوار را از ایران مرکزی جدا کرده است. کمربند افیولیتی بیشترین وسعت را در پهنة سبزوار تشکیل می‌دهد. این کمربند به‌صورت نواری با روند تقریبی شمال‌غربی- جنوب‌شرقی در حاشیة شمال‌شرقی ایران مرکزی واقع ‌شده است. این مجموعة افیولیتی شامل تمامی بخش‌های یک توالی افیولیتی است که البته کاملاً تکتونیزه شده و بین بخش‌های مختلف آن انقطاع ایجاد شده است. علاوه‌بر سنگ‌های آذرین مرتبط با توالی افیولیتی که در پهنة سبزوار ظاهر شده‌ است، وسعت قابل‌ملاحظه‌ای از این ناحیه با سنگ‌های ماگمایی غیرافیولیتی پوشیده شده است (شکل 1الف). این سنگ‌ها یا به‌صورت توده‌های نفوذی، نیمه‌عمیق و روانه‌های خروجی در نوار مجموعة افیولیتی رخنمون یافته [8 و 9] یا در خارج از نوار افیولیتی (در نیمة جنوبی پهنة سبزوار) قرارگرفته است [10 و 11]. مطالعات نشان می‌دهد که بسیاری از سنگ‌های آتش‌فشانی ماهیت آداکیتی دارد [12]. توده‌های ماگمایی نیز متنوع است و شامل فازهای مختلف فلسیک و مافیک می‌شود [13].

خاک‌های کشت‌شده در منطقة سبزوار معمولاً از نوع خاک‌های نابالغ با ضخامت کم و بیشتر از نوع fluvisol است که در نواحی دشت‌مانند تشکیل‌ می‌شود. این خاک‌ها حاوی قطعات مختلفی از سنگ‌های رخنمون‌یافته در پهنة سبزوار است که با توجه به درصد متفاوت مواد مادرِ تشکیل‌دهندة آن‌ها، دارای تنوع ترکیبی مختلف است. در این مطالعه نمونه‌برداری از خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری و خاک‌های آلایش‌نیافته انجام‌گرفته و ترکیب آن‌ها با هم مقایسه شده است.

شکل 1. الف) موقعیت منطقة مورد مطالعه در نقشة زون‌های زمین‌شناسی ایران [7]، ب) محل مناطق نمونه‌برداری‌شده در تصویر ماهواره‌ای از ناحیة سبزوار. نمونه‌های با پیشوند S مربوط به خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری است.

 

مواد و روش‌ها

پس ‌از مطالعات و بررسی‌های مقدماتی، هشت منطقة زراعی برای برداشت نمونه‌های خاک انتخاب شد. از این میان، پنج منطقه مربوط به نواحی خارج از محدودة آبیاری‌شده با آب‌های زائد بود (گروه PS) و سه منطقه در حوزة خاک‌های غیرآلوده (گروه NS) قرارداشت (شکل 1ب). در هر منطقه بلوک‌هایی به وسعت 5/0 تا 2 کیلومترمربع مشخص‌ و از هر بلوک سه تا پنج نمونه جمع‌آوری و با هم مخلوط شد تا نمونة همگنی به وزنی حدود 3 کیلوگرم از هر بلوک به‌دست آمد. تمام نمونه‌ها از خاک‌های سطحی (عمق 10 تا 20 سانتی‌متر) برداشت شد. نمونه‌های به‌دست‌آمده در معرض هوا خشک و از الک 2 میلی‌‌متری عبور داده شد. در هر نمونه خاک پارامترهایی همچون میزان کربن آلی (TOC)، pH و ظرفیت تبادل کاتیونی (CEC) برای کمک به شناخت بهتر ترکیب خاک و تفسیر ژئوشیمیایی تعیین شد.

pH نمونه‌های خاک با استفاده از آب و 1MKCl با نسبت 5/1:2 محلول/خاک اندازه‌گیری شد. اندازه‌گیری pH نمونه‌ها، با استفاده از دستگاه pHمتر مدل UB-5 انجام شد. TOC با استفاده از مدل اکسایشی تعیین گردید. روش مورد استفاده در این اندازه‌گیری، روش Walkley-Black است که خاک را با اسید سولفوریک غلیظ و بی‌کرومات مجاور می‌کند و بعد از اتمام واکنش اکسایش-احیا، بی‌کرومات باقی‌مانده با فروآمونیوم سولفات تیتر می‌‌شود [14].

میزان فلزات سنگین عناصر کمیاب در نمونه‌های کل خاک (whole sample) با دستگاه ICP-MS شرکت زرآزما تعیین گردید. آماده‌سازی نمونه برای این آنالیز بدین شکل صورت گرفت: نخست 1000/0 گرم از پودر نمونه در اسید نیتریک همراه با اسید فلوئوریدریک (HNO3+HF) حل‌شد. محلول در ظرف تفلون به میزان 180 درجة سانتی‌گراد حرارت داده شد تا تبخیر کامل صورت گیرد و نمونه خشک گردد. سپس، نمونه در 100 میلی‌لیتر محلول HNO3 4 درصد حل گردید. دقت داده‌ها بهتر از5± درصد در غلظتmg L-1 10 است.

میزان دسترسی زیستی فلزات کروم، نیکل، مس، روی و کبالت در نمونه‌های خاک با استفاده از روش دی‌اتیلن‌تری‌آمین پنتااستیک اسید (DTPA) تعیین شد [15]. برای این کار نخست، 7/5 میلی‌لیتر اسید استیک به 500 سی‌سی آب مقطر اضافه شد. سپس 3/64 میلی‌لیتر از سدیم هیدروکسید (NaOH) یک نرمال به محلول اضافه و حجم آن با آب‌مقطر به 1 لیتر رسانده شد تا pH محلول به‌دست‌آمده 05/0±93/4 باشد. به 1 ‌گرم از هر نمونه 10 سی‌سی از محلول به‌دست‌آمده اضافه و به‌خوبی تکان داده شد. غلظت فلزات ذکرشده در هر محلول با دستگاه طیف‌سنج جذب اتمی به روش شعله‌ای (FAAS) در آزمایشگاه مرکزی دانشگاه تهران تعیین گردید.

نمونه‌های سبزی جعفری جمع‌آوری‌شده در هر منطقه نخست چند بار با آب دو بار تقطیر، شست‌وشو داده شد. سپس، نمونه‌ها در سایه و در دمای حدود 25 درجة سانتی‌گراد خشک گردید. پس ‌از آن، گیاه خشک‌شده خرد شد و به شکل پودر درآمد و برای آنالیز در ظرف‌های پلی‌اتیلن نگهداری شد. برای انجام آنالیز، محلول همگنی از HNO3 و H2O2 (به نسبت 1:2) تهیه و 1 ‌گرم از پودر نمونة گیاه در آن حل شد. این محلول تا دمای 130 درجة سانتی‌گراد حرارت داده شد تا حجم محلول به 3 میلی‌لیتر کاهش یابد. سپس، محلول سرد و با استفاده از کاغذ صافی Whatman 42 به درون فلاسک 25 میلی‌لیتر فیلتر شد. پس ‌از آن، محلولِ فیلترشده تا علامت فیلتر رقیق شد [16]. میزان عناصر نیکل (Ni)، کروم (Cr)، مس (Cu)، روی (Zn) و کبالت (Co) در هر محلول با روش FAAS تعیین گردید.

یافته‌ها

نتایج تجزیة فلزات سنگین و عناصر کمیاب به‌همراه پارامترهای فیزیکی- شیمیایی نمونه‌های کل خاک در جدول 1 ارائه ‌شده است. از نظر خواص فیزیکی- شیمیایی، نمونة خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب دارای مواد آلی (میانگین %447/4= TOC) به‌مراتب بالاتری از خاک‌های غیرآلوده است (میانگین %973/0= TOC). میزان اسیدیته در خاک‌های PS (12/7=pH) کمی کمتر از خاک‌های NS (78/7=pH) و ظرفیت تبادل کاتیونی (CEC) این دو گروه خاک نزدیک به هم است. داده‌های حاصل از آنالیز شیمیایی نشان می‌دهد که غلظت فلزات سنگین و برخی عناصر خاص از نظر محیط‌زیستی در خاک‌های آلوده بسیار بیش از خاک‌های NS است (جدول 1). در این ‌بین، تفاوت برخی عناصر کاملاً مشخص است. میزان تمرکز کادمیم و روی در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب به بیش از سیزده برابر خاک‌های غیرآلوده می‌رسد. مس و نقره نیز به‌ترتیب بیش از هفت و پنج برابر در خاک‌های PS افزایش ‌یافت. عناصر سرب و گوگرد نیز بیش از سه برابر در خاک‌های PS غنی‌شدگی نشان می‌دهد. کبالت، نیکل و آرسنیک نیز در خاک‌های PS بالاتر از NS است.

جدول 1. میزان عناصر کمیاب و فلزات سنگین (برحسب mgkg-1) در نمونه‌های کل خاک. NS= خاک‌های غیرآلوده، PS= خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب، Mean NS= میانگین خاک‌هایNS، Mean PS= میانگین خاک‌هایPS، St= استاندارد تعیین‌شده برای خاک‌ها [17]

نمونه

K1

K2

K3

K4

K5

S1

S2

S3

Mean NS

Mean PS

St

ID

NS

NS

NS

NS

NS

PS

PS

PS

     

Ag

21/0

16/0

19/0

16/0

24/0

18/1

89/0

06/1

19/0

04/1

10

As

4/2

7/4

4/2

5/2

7/2

9/3

8/3

8/3

94/2

83/3

40

Ba

98

174

88

78

36

89

121

127

95

112

600

Be

23/0

6/0

7/0

20/0

20/0

30/0

40/0

20/0

39/0

30/0

5

Cd

28/0

3/0

28/0

27/0

26/0

73/3

68/3

72/3

28/0

71/3

5

Co

54

31

24

52

75

91

87

109

47

96

50

Cr

1245

692

900

1350

1281

980

1304

1152

1094

1145

110

Cu

1>

1>

2

1>

23

91

85

102

5

93

200

Mn

673

739

879

680/0

661

662

718

695

726

692

 

Mo

00/1

06/1

02/1

98/0

93/0

94/0

94/0

99/0

00/1

96/0

40

Ni

745

484

430

647

838

830

871

857

629

853

110

P

3358

2607

2962

2917

2379

11250

12816

12732

2845

12266

 

Pb

6

7

7

7

5

23

22

22

6

22

75

S

212

142

107

139

322

527

604

561

184

564

 

Sc

11/7

6/12

3/15

5/12

3/10

83/21

95/20

37/21

48/12

38/21

 

Ti

1785

3093

3156

1637

893

1823

2554

3108

2113

2495

 

U

6/4

4/5

4/4

5/4

6/4

2/7

4/8

8/7

7/4

8/7

 

V

83

117

166

89

62

92

86

85

103

88

200

Zn

22

27

31

25

36

386

357

362

28

368

500

pH

73/7

85/7

79/7

78/7

75/7

16/7

08/7

11/7

78/7

12/7

 

TOC

92/0

987/0

13/1

021/1

809/0

845/3

256/5

241/4

973/0

447/4

 

CEC

53/13

22/14

83/13

44/13

23/13

60/14

09/15

88/14

65/13

86/14

 

 

برای تعیین میزان دسترسی عناصر از روش‌های مختلف استخراج منفرد یا متوالی استفاده می‌شود. بررسی‌های انجام‌شده روی خاک‌های گوناگون نشان داده است که روش DTPA یکی از کارآمدترین روش‌های استخراج در تعیین میزان دسترسی زیستیِ گیاهان خاک است [17]. داده‌های حاصل از این آزمایش در نمونه‌های خاکی مورد مطالعه در جدول 2 نشان داده‌ شده است. این داده‌ها حاکی از آن است که میزان دسترسی تمام فلزات سنگینِ تعیین‌شده در خاک‌های PS بیش از خاک‌های NS است (شکل 2الف).

داده‌های تعیین غلظت فلزات کبالت، کروم، مس، روی و نیکل در سبزیجات (نوع جعفری) کشت‌شده در خاک‌های مورد مطالعه نیز در جدول 2 ارائه‌شده است. در ترکیب فلزات سنگین سبزیجات کشت‌شده روی خاک‌های NS و PS تفاوت‌های چشمگیری مشاهده می‌شود (شکل 2ب). میزان روی در سبزیجات (Znsp) کشت‌شده روی خاک‌های PS بیش از 600 برابر خاک‌های NS است. با این‌ حال، این مقدار (میانگین mgKg-1 49= Znsp) پایین‌تر از حد مجاز استانداردهای تعیین‌شده برای سبزیجات است (mgKg-1100) [18]. نیکل فراوان‌ترین فلز سنگین در میان عناصر اندازه‌گیری‌شده در سبزیجات کشت‌شده روی خاک‌های NS است. میزان نیکل در این نمونه‌ها کمتر از mgKg-1 5/1 است. اما، در نمونه‌هایPS میزان Nisp تا بیش از mgKg-150 افزایش می‌یابد. حد مجاز تعیین‌شدة سازمان بهداشت جهانی (WHO) برای نیکل در سبزیجات mgKg-1 9/66 است [18]. با وجود افزایش بیش از دوازده برابری میزان کبالت در خاک‌های PS (mgKg-11<Cosp) نسبت به نمونه‌های NS (mgKg-1 11/0>Cosp)، این مقادیر بسیار پایین‌تر از حد مجاز تعیین‌شده برای سبزیجات (mgKg-150) است [18]. میزان مس در سبزیجات کشت‌شده روی NS، همانند میزان قابل‌استخراج در این خاک‌ها، کمتر از حد تشخیص دستگاه است؛ ولی، غلظت آن در نمونه‌های PS تا بیش از mgKg-12 نیز می‌رسد. حد مجاز تعیین‌شده برای میزان مس در سبزیجات mgKg-173 است. این میزان بسیار فراتر از میزان یادشده در خاک‌های منطقة سبزوار است.

همان‌طور که گفتیم، میزان استخراج و دسترسی زیستی کروم در خاک‌های سبزوار پایین است. این امر در نمونه‌های سبزیجات کشت‌شده در NS نیز کاملاً مشهود است، به‌طوری ‌که میزان Crsp در این خاک‌ها از mgKg-1 17/0 تجاوز نمی‌کند. اما، در خاک‌های PS مقادیر کروم سبزیجات افزایش فراوانی داشت و به بیش از mgKg-1 4 نیز می‌رسد. حد استاندارد برای کروم موجود در سبزیجات mgKg-1 3/2 تعیین‌شده است. بنابراین، آبیاری خاک‌های کشاورزی با فاضلاب شهری در جنوب سبزوار موجب شده است که میزان کروم در سبزیجات به بالاتر از حد استاندارد برسد.

 

جدول 2. میزان قابل‌استخراج به روش DTPA (mgkg-1)، غلظت فلزات سنگین در گیاه جعفری (با زیرنویس sp؛ mgkg-1)، فاکتور تجمع زیستی (BCF) و شاخص خطر و سلامت (HRI) در بزرگسالان (ad) و کودکان (ch) در نمونه خاک‌های مورد مطالعه، b.d = پایین‌تر از حد تشخیص دستگاه

نمونه

K1

K2

K3

K4

K5

S1

S2

S3

Mean NS

Mean PS

ID

NS

NS

NS

NS

NS

PS

PS

PS

   

CoDTPA

76/2

1.65

1.17

79/2

88/4

79/11

28/12

34/14

65/2

80/12

CrDTPA

49/2

15/2

25/2

29/2

38/2

93/27

41/39

83/33

31/2

72/33

CuDTPA

b.d.

b.d.

b.d.

b.d.

90/3

12/19

05/19

23/22

78/0

13/20

NiDTPA

2/46

89/33

96/30

70/42

61/49

75/125

10/141

26/136

67/40

37/134

ZnDTPA

29/3

14/4

77/4

76/3

57/5

49/69

75/71

14/69

31/4

13/70

Cosp

09/0

08/0

07/0

09/0

10/0

97/0

06/1

02/1

09/0

02/1

Crsp

17/0

12/0

14/0

14/0

15/0

6/3

17/4

92/3

14/0

90/3

Cusp

b.d.

b.d.

b.d.

b.d.

06/0

73/1

25/2

96/1

 

98/1

Nisp

38/1

25/1

23/1

37/1

42/1

45/42

69/54

47/44

33/1

20/47

Znsp

06/0

08/0

08/0

07/0

09/0

36/49

8/49

53/48

076/0

23/49

CoBCF

00167/0

00258/0

00292/0

00173/0

00133/0

0107/0

0121/0

00936/0

00182/0

0107/0

CrBCF

00014/0

00017/0

00016/0

00010/0

00012/0

0037/0

0032/0

0034/0

00013/0

0034/0

CuBCF

         

0190/0

0265/0

0192/0

 

0216/0

NiBCF

00185/0

00258/0

00286/0

00212/0

0017/0

0511/0

0628/0

0519/0

00212/0

0553/0

ZnBCF

00273/0

00296/0

00258/0

0028/0

0025/0

1279/0

1395/0

1341/0

00271/0

1338/0

HRICoad

00110/0

00098/0

00085/0

00110/0

00122/0

01183/0

01293/0

01244/0

00105/0

01240/0

HRICrad

00006/0

00004/0

00005/0

00005/0

00005/0

00126/0

00146/0

00137/0

00005/0

00136/0

HRICuad

       

0008/0

0232/0

0303/0

0264/0

 

0266/0

HRINiad

0362/0

0328/0

0323/0

0359/0

0372/0

113/1

434/1

166/1

0349/0

238/1

HRIZnad

00011/0

00014/0

00014/0

00012/0

00016/0

0863/0

0870/0

0849/0

00013/0

0861/0

HRICoch

00188/0

00167/0

00146/0

00188/0

00209/0

02023/0

02211/0

02127/0

00179/0

02120/0

HRICrch

00010/0

00007/0

00008/0

00008/0

00009/0

00215/0

00249/0

00234/0

00009/0

00233/0

HRICuch

       

001/0

040/0

052/0

045/0

 

046/0

HRINich

062/0

057/0

055/0

061/0

064/0

903/1

452/2

994/1

060/0

117/2

HRIZnch

00018/0

00024/0

00024/0

00021/0

00027/0

1476/0

1489/0

1451/0

00023/0

1472/0

 

شکل 2. الف) مقایسة نتایج حاصل از استخراج فلزات سنگین به‌روش DTPA در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب (PS) و خاک‌های غیرآلوده (NS)، ب) تفاوت میزان فلزات سنگین در سبزی جعفری کشت‌شده روی دو گروه خاکی مورد مطالعه، ج) اختلاف فاکتور تجمع زیستی در دو گروه خاکی یادشده

 

بحث

آبیاری خاک‌های جنوب سبزوار با فاضلاب شهری طی چند دهة گذشته موجب تمرکز بسیاری از عناصر کمیاب و فلزات سنگین در این خاک‌ها شده است. نتایج حاصل از این مطالعه نشان می‌دهد که غلظت Cd، Zn، Cu، Ag، Pb، S، Co، Ni و As در ترکیب کلی خاک‌های آلوده به بیش از چندین برابر مقدار معمول آن‌ها در خاک‌های منطقه افزایش‌ یافته است. استخراج به روش DTPA مشخص ساخت که فلزات سنگین در خاک‌های PS تحرک و میزان دسترسی بسیار بالاتری نسبت به نمونه‌های NS دارد. غلظت فلزات سنگین در سبزیجات کشت‌شده روی خاک‌های PS نیز به‌طور قابل‌ملاحظه‌ای بیش از انواع NS است. داده‌های حاصل بیانگر این امر است که ماهیت و گونه‌زایی فلزات سنگینِ خاک در میزان دسترسی زیستی و تجمع آن‌ها در بافت‌های گیاهی نقشی به‌سزا دارد. برای مثال، با وجود اینکه غلظت کلی نیکل و کروم در نمونه‌های NS بسیار بالاتر از استانداردهای محیط‌زیستی است، جای‌گرفتن و محبوس‌شدن این عناصر در ترکیب کانی‌های مستحکم سیلیکاته و کانی‌های اکسیدی مانع از تحرک‌پذیری آن‌ها می‌شود. در نتیجه، میزان دسترسی زیستی به آن‌ها کم است. از سوی دیگر، در مورد خاک‌های PS به‌علت آنکه بخشی از عناصر از طریق آب‌های زائد وارد ترکیب خاک شده است، میزان دسترسی زیستی و جذب گیاهی افزایش ‌یافته است. میزان کروم در سبزی جعفری کشت‌شده روی خاک‌های PS بالاتر از استانداردهای تعیین‌شده برای سبزیجات است. ارزیابی خطر سلامت حاکی از آن است که میزان نیکل در این سبزیجات مشکلات سلامتی را برای مصرف‌کنندگان به‌وجود می‌آورد.

در مقایسة ترکیب کلی خاک‌های مورد مطالعه با استانداردهای تعیین‌شده برای خاک‌های ایران [19]، فقط عناصر نیکل، کروم و کبالت غلظت‌هایی بالاتر از حد مجاز دارند (به‌ترتیب، mgkg-1 110، 110 و 50). در ارزیابی آلودگی خاک معمولاً از شاخص زمین‌انباشت (Igeo) استفاده می‌شود [20]. این شاخص از رابطة زیر به‌دست می‌آید.

Igeo = Log2 (Cn/1.5 × Bn)

در این رابطه، Igeoشاخص زمین‌انباشت عنصر مورد نظر، Cnغلظت عنصر مورد نظر در نمونة خاک و Bnغلظت عنصر مورد نظر در زمینه‌ است و ضریب 5/1 نیز برای تصحیح لیتولوژی اعمال می‌شود. بر اساس این شاخص، خاک‌ها از نظر آلودگی به هفت رده تقسیم می‌شود: (1) Igeo<0، غیرآلوده؛ (2) 0< Igeo<1 غیرآلوده تا آلودگی متوسط؛ (3) 1< Igeo<2، آلودگی متوسط؛ (4) 2< Igeo<3، آلودگی متوسط تا زیاد؛ (5) 3< Igeo<4، آلودگی زیاد؛ (6) 4< Igeo<5، زیاد آلوده تا به‌شدت آلوده؛ (7) Igeo>5، به‌شدت آلوده.

مقادیر محاسبه‌شدة شاخص زمین‌انباشت برای خاک‌های مورد مطالعه در جدول 3 آمده است. از میانگین پوستة زمین [21] برای مقادیر غلظت زمینه در محاسبة Igeoاستفاده شد. در خاک‌های NS فقط عناصر Cr و Ni آلودگی زیادی داشت و شاخص زمین‌انباشت در سایر عناصر از 1 فراتر نمی‌رود. غنی‌شدگی خاک‌های سطحی از نظر میزان Ni، Cr و در برخی موارد Co از ویژگی‌های بارز خاک‌های سطحی پهنة سبزوار محسوب می‌شود. این روند به‌علت منشأ زمین‌زاد آن‌ (حاصل دگرسانی سنگ‌های سرپانتینیتی منطقه) است [22 و 23]. در خاک‌های PS علاوه‌بر آلودگی زیاد نیکل و کروم، میزان Igeoمحاسبه‌شده نشان می‌دهد که در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری Ag و Cd آلودگی متوسط تا زیاد دارد و خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری Co و Zn آلودگی متوسط پیدا کرده‌ است (جدول 3). البته، غلظت عناصر در ترکیب کلی خاک همیشه معیار مناسبی در ارزیابی آلودگی خاک نیست، بلکه آن بخشی از تمرکز فلزات سنگین اهمیت دارد که برای گیاهان و موجودات زنده در ‌دسترس باشد.

جدول 3. محاسبة شاخص زمین انباشت (Igeo) در عناصر مختلف در خاک‌های مورد مطالعه. توضیح حروف اختصاری همانند جدول 1 است.

نمونه

K1

K2

K3

K4

K5

S1

S2

S3

Mean NS

Mean PS

ID

NS

NS

NS

NS

NS

PS

PS

PS

   

IgeoAg

11/0

29/0-

04/0-

029/0-

30/0

60/2

19/2

44/2

02/0-

41/2

IgeoAs

02/3-

05/2-

02/3-

96/2-

85/2-

32/2-

36/2-

36/2-

73/2-

35/2-

IgeoCd

10/1-

1-

10/1-

15/1-

21/1-

64/2

62/2

63/2

11/1-

63/2

IgeoCo

92/0

12/0

25/0-

87/0

40/1

67/1

61/1

94/1

73/0

74/1

IgeoCr

21/3

36/2

74/2

32/3

25/3

86/2

27/3

09/3

02/3

07/3

IgeoCu

-

-

08/5-

-

55/1-

43/0

33/0

60/0

32/3-

45/0

IgeoMn

92/0-

79/0-

54/0-

91/0-

95/0-

95/0-

83/0-

88/0-

81/0-

88/0-

IgeoNi

31/3

69/2

52/2

11/3

48/3

47/3

54/3

51/3

07/3

51/3

IgeoPb

81/1-

58/1-

58/1-

58/1-

07/2-

13/0

07/0

07/0

71/1-

09/0

IgeoSc

74/0-

64/0-

35/0-

64/0-

92/0-

16/0

10/0

13/0

64/0-

13/0

IgeoTi

59/0-

35/0-

34/0-

62/0-

88/0-

58/0-

43/0-

35/0-

51/0-

45/0-

IgeoV

23/1-

74/0-

24/0-

13/1-

65/1-

08/1-

18/1-

20/1-

92/0-

15/1-

IgeoZn

70/2-

40/2-

20/2-

51/2-

98/1-

44/1

32/1

35/1

34/2-

37/1

 

با در نظر گرفتن درصد قابل‌استخراج برای هر عنصر (نسبت بخش قابل‌دسترس به غلظت در ترکیب کلی خاک × 100)، این تفاوت بین خاک‌های دو گروه یادشده بهتر نمایان می‌شود. خاک‌های سطحی منطقة سبزوار در مجموع تمرکز پایین مس را نشان می‌دهد [22]. در نمونه‌های این مطالعه نیز این امر مشهود است، به‌طوری ‌که در اکثر نمونة خاک‌های NS، میزان مس در ‌دسترس از نظر زیستی (CuDTPA) کمتر از حد تشخیص دستگاه است. با این‌ حال، در خاک‌های PS میزان CuDTPA به حدود mgKg-120 می‌رسد و جالب اینکه درصد قابل‌استخراج مس (Cuper) نیز به بالاترین حد در بین عناصر سنگینِ مورد مطالعه رسیده است (به‌طور میانگین 74/21 درصد). بیشترین درصد قابل‌استخراج در خاک‌های NS در عنصر روی مشاهده می‌شود (میانگین 24/15= Znper). این عدد در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب به حدود 19 درصد افزایش می‌یابد. درصد نیکل قابل‌استخراج (Niper) هم از حدود 7 در خاک‌های NS به بیش از 16 در خاک‌های PS می‌رسد. درصد کبالت قابل‌استخراج در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب (41/13= Coper) نسبت به خاک‌های غیرآلوده (44/5= Coper) بیش از دو برابر افزایش داشته است. در میان عناصر مورد آزمایش، کروم کمترین میزان دسترسی را نشان می‌دهد. درصد کروم قابل‌استخراج (Crper) در خاک‌هایNS بسیار کمتر از 1 است، ولی در خاک‌های PS حدود 3 درصد کروم قابل‌استخراج است.

فاکتور تجمع زیستی (BCF) ب شاخصی برای انتقال عنصر از خاک به گیاه تعریف می‌شود و از رابطة زیر به‌دست می‌آید.

BCF= Cplant/ Csoil.

در این فرمول Cplantغلظت عنصر در گیاه و Csoilغلظت عنصر در خاک (غلظت کلی خاک) است. فاکتور تجمع زیستی ممکن است برای هر نوع عنصر و در هر نوع گیاهی متفاوت باشد. این فاکتور یکی از عوامل اصلی کنترل‌کنندة ورود آن عنصر به بدن مصرف‌کنندة نهایی از جمله انسان است [24]. مقادیر محاسبه‌شدة BCF در جدول 2 ارائه‌ شده است. تفاوت این مقادیر در خاک‌های NS و PS در شکل 2ج نمایش داده ‌شده است. همان‌طور که مشاهده می‌شود، در خاک‌های PS فاکتور تجمع زیستی به‌مراتب بالاتر از نمونه‌های NS است. در مورد عنصر روی، فاکتور تجمع زیستی (ZnBCF) در PS حدود 50 برابر بیش از NS است. فاکتور تجمع زیستی عناصر نیکل و کروم نیز در نمونة خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری به بیش از 25 برابر خاک‌های NS افزایش می‌یابد. مقادیر CoBCF در خاک‌های PS نیز حدود شش برابر بیشتر از NS محاسبه‌شده است.

تجزیه‌وتحلیل تمامی داده‌های به‌دست‌آمده نشان می‌دهد که آبیاری خاک‌های منطقة جنوب سبزوار با فاضلاب شهری موجب افزایش غلظت فلزات سنگین، همچنین افزایش شدید میزان دسترسی زیستی و استخراج آن‌ها در گیاهان شده است. فلزات سنگینِ موجود در ترکیب خاک با یک‌سری فرایندهای فیزیکی، شیمیایی و زیستی (همچون جذب، انحلال و کمپلکس‌سازی) به شکل‌های مختلف ژئوشیمیایی تبدیل می‌شود [24]. بنابراین، میزان سمیت و دسترسی زیستی فلزات سنگین در خاک، علاوه‌بر غلظت کل آن‌ در خاک، به شکل‌های تشکیل آن‌ بستگی دارد. برای ‌مثال، مطالعات نشان داده است فلزات سنگین متصل به ساختارهای بلوری فشرده و سخت (همچون کانی‌های اکسیدی و سیلیکات‌های مستحکم) قابلیت دسترسی زیستی ندارد و معمولاً وارد فازهای محلول نمی‌شود [25]. این بخش از فلزات سنگین معمولاً در روش‌های استخراجی نیز وارد نمی‌شود و ازنظر زیستی غیرقابل‌دسترس است. در نمونه‌های NS نیز به‌دلیل ماهیت زمین‌زاد فلزات سنگین و جای‌گیری این عناصر در ساختار بلورهای فشرده [23]، میزان دسترسی زیستی و تمرکز آن در سبزیجات کشت‌شده روی این خاک‌ها پایین است. از سوی دیگر، در نمونه‌های PS، به‌دلیل ورود فلزات سنگین از راه آب‌های زائد، میزان دسترسی زیستی این عناصر و در پی آن تجمع در گیاهان کشت‌شده روی این خاک‌ها افزایش می‌یابد. این فرایند با ادامة روند آبیاری و ورود بیشتر فلزات سنگین، خطرات محیط‌زیستی فزاینده‌ای در پی خواهد داشت. این امر در مورد عناصر نیکل و کروم به‌وضوح قابل‌تشخیص است. با وجود غلظت تقریباً یکسان این دو عنصر در خاک‌های NS و PS، میزان دسترسی زیستی و غلظت این دو عنصر در سبزیجات کشت‌شده روی این دو گروه مختلف خاکی بسیار متفاوت است. این اختلاف به‌واسطة ماهیت متفاوت گونه‌های شیمیایی این دو عنصر در ترکیب خاک‌هاست، چرا که بخش قابل‌استخراج این عناصر در خاک‌های PS به‌واسطة فرایندهای انسان‌زاد و آبیاری با فاضلاب شهری ایجاد شده است.

- مصرف روزانة فلزات سنگین (DIM) و شاخص خطر و سلامت (HRI)

محققان زیادی نحوه و مسیر ورود فلزات سنگین را به بدن انسان بررسی کرده‌اند [26]. شاخص مصرف روزانة فلزات (DIM) در مسیر ورود فلزات سنگین به بدن انسان با رابطة زیر محاسبه می‌شود [27].

DIM=

در این رابطه، Cvegetable، Cfactor، Dfood intakeو Baverage weight به‌ترتیب عبارت است از غلظت فلز سنگین در سبزی (میلی‌گرم در کیلوگرم) بر اساس وزن خشک، فاکتور تبدیل وزن سبزیجات تازه به خشک (mgkg-1 085/0)، مصرف روزانة سبزیجات به‌ازای هر فرد در روز (kg 345/0 در افراد بزرگسال و kg 232/0 در کودکان) و میانگین وزن افراد (kg 90/55 در بزرگسالان و kg 70/32 در کودکان).

ارزیابی خطر سلامت مصرف‌کنندگان سبزیجات آلوده به فلزات سنگین با شاخص خطر سلامت (HRI) و طبق رابطة زیر تعیین می‌‌شود [27].

HRI=

دراین رابطه، RfD دوز مرجع جذب نامیده می‌شود و برای عناصر کبالت، کروم، مس، نیکل و روی به‌ترتیب 5/1، 043/0، 04/0، 02/0 و 3/0 است. محاسبة مقادیر HRI در نمونه‌های مورد مطالعه در جدول 2 آمده است. اگر HRI<1، معمولاً خطر سلامتی در جمعیت مصرف‌کننده وجود نخواهد داشت؛ ولی اگر HRI>1، احتمال خطر وجود دارد. نتایج محاسبات نشان می‌دهد که میزان نیکل بالای سبزیجات مورد مطالعه پتانسیل خطر سلامتی در هر دو گروه بزرگسال و کودک را ایجاد کرده است (جدول 2). تفاوت HRI در دو گروه خاکی و در دو ردة سنی کودک و بزرگسال در شکل 3 نمایش داده‌ شده است.

داده‌های حاصل از این تحقیق نشان می‌دهد که آبیاری طولانی‌مدت با فاضلاب شهری موجب تجمع سنگین فلزات سنگین در ترکیب خاک خواهد شد. افزایش فلزات سنگین در خاک‌های آلوده با پساب شهری در مطالعات مشابه در سایر مناطق کشور نیز قابل‌مشاهده است. غلظت فلزات سنگین در خاک‌های آبیاری‌شده با پساب شهری اطراف تهران حدود 5/1 برابر [28] و در شهرکرد بین 5/1 تا 2 برابر [29] خاک‌های غیرآلوده است. البته، افزایش تجمع فلزات سنگین در خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب شهری در جنوب سبزوار به‌مراتب بیشتر از موردهای مذکور است. این امر ممکن است در اثر تفاوت ماهیت کانی‌شناسی خاک، مدت‌زمان آبیاری با پساب یا ترکیب متفاوت ضایعات موجود در پساب اتفاق افتاده باشد.

 

شکل 3. مقایسة شاخص خطر و سلامت (HRI) حاصل از تمرکز فلزات سنگین مختلف در سبزیجات کشت‌شده روی خاک‌های آبیاری‌شده با فاضلاب (P) و خاک‌های غیرآلوده (N). پسوند ad بیانگر محاسبة این شاخص در بزرگسالان (الف) و ch نشان‌دهندة شاخص در کودکان (ب) است.

 

تقدیر و تشکر

بخشی از هزینه‌های این تحقیق را معاونت پژوهشی دانشگاه پیام نور و از طریق پژوهانه پرداخت‌ کرده است که بدین‌وسیله از آن معاونت تشکر می‌شود. از تمامی همکاران محترم آزمایشگاه مرکزی دانشگاه تهران که در انجام آنالیز FAAS کمال همکاری را داشته‌اند، صمیمانه سپاسگزاری می‌شود.

[1] Gupta N, Khan DK, Santra SC. An assessment of heavy metal contamination in vegetables grown in wastewater-irrigated areas of Titagarh, West Bengal, India. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2008; 80: 115-118.
[2] Papadopoulos F, Parissopoulos G, Papadopoulos A, Zdragas A, Ntanos D, Prochaska C, Metaxa I. Assessment of reclaimed municipal wastewater application on rice cultivation. Environmental Management, 2009; 43: 135-143.
[3] Oliveira AS, Bocio A, Trevilato TMB, Takayanagui AMM, Domingo JL, Segura-Muno Z SI. Heavy metals in untreated/ treated urban effluent and sludge from a biological wastewater treatment plant. Environmental Science and Pollution Research, 2007; 14: 483-489.
[4] Jolly YN, Islam A, Akbar S. Transfer of metals from soil to vegetables and possible health risk assessment. Springer Plus, 2013; 385(2): 1-8.
[5] Jamali MK, Kazi TG, Arain MB, Afridi HI, Jalbani N, Memon AR, Shah A. Heavy metals from soil and domestic sewage sludge and their transfer to sorghum plants. Environmetal Chemistry Letter, 2007; 5: 209-218.
[6] Pilger A. Die zeitlich-tektonische Entwicklung der iranischen Gebirge. Clausthaler Geol Abh., 1971; 8: 1-27.
[7] Alavi, M. Tectonic map of the Middle East, Scale 2,500,000. Geological Survey of Iran, Tehran: 1991.
[8] Khalatbari Jafari M, Babaie HA, Gani M. Geochemical evidence for Late Cretaceous marginal arc-to-backarc transition in the Sabzevar ophiolitic extrusive sequence, northeast Iran. Journal of Asian Earth Sciences, 2013; 70-71: 209-230.
[9] Khalatbari Jafari M, Babaie HA, Mirzaie M. Geology, petrology and tectonomagmatic evolution of the plutonic crustal rocks of the Sabzevar ophiolite, northeast Iran. Geological Magazine, 2013; 150: 862-884.
[10] Alamnia Z, Karimpour MH, Homam SM, Finger F. The magmatic record in the Arghash region (northeast Iran) and tectonic implications. International Journal of Earth Science, 2013; 102: 1603-1625.
[11] Ghoorchi Rooki M, Karimpour MH, Ebrahimi Nasrabadi K. Dating of age, genesis and tectonic setting of intrusive bodies in south of Sabzevar. Petrology, 2013; 16(4): 1-20.
[12] Mazhari SA. Petrogenesis of adakite and high-Nb basalt association in the SW of Sabzevar Zone, NE of Iran: Evidence for slab melt-mantle interaction. Journal of African Earth Sciences, 2016; 116: 170-181.
[13] Mazhari SA, Mojtahedifar V, Jafarian A. Geochemistry, petrogenesis and mineralization of Namen pluton, SW of Sabzevar zone. Iranian Journal of Crystallography and Minerallogy, 2015; 23: 517-532.
[14] Schumacher BA. Methods for the determination of total organic carbon (TOC) in soils and sediments. Ecological Risk Assessments Support Center Office of Research and Development US, Environmental Protection Agency: 2002
[15] Lindsay WL, Norvell WA. Development of a DTPA soil test for zinc, iron, manganese and copper. Soil Science Society America Journal, 1978; 42: 421-428.
[16] Kierczak J, Neel C, Aleksander-Kwaterczak U, Helios-Rybicka E, Bril H, Puziewicz J. Solid speciation and mobility of potentially toxic elements from natural and contaminated soils: A combined approach. Chemosphere, 2008; 73: 776-784.
[17] Quantin C, Ettler V, Garnier J, Sebec O. Sources and extractibility of chromium and nickel in soil profiles developed on Czech serpentinites. C. R. Geoscience, 2008; 340: 872-882.
[18] FAO/WHO Report on the 32nd session of the codex committee on food additives and contaminants, ALINORM 01/12, Beijing, China, 20-24 March 2000. Joint FAO/WHO Food Standard Programme, Codex Alimentarius Commission, 24th Session, 2-7 July, Geneva, Switzerlan: 2001.
[19] Iranian Department of Environment, Soil and Water office. Soil standards and source quality of soil: 2013.
[20] Muller G. Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River. Geology Journal, 1969; 2: 108-118.
[21] Turekian KK, Wedepohl KH. Distribution of the elements in some major units of the earth’s crust. Geological Society of American Bulletin,1961; 72: 175-192.
[22] Mazhari SA, Mazloumi Bajestani AR, Sharifian Attar R. Geochemical investigation of Davarzan surface soils, West of Sabzevar, NE Iran. Iranian Journal of Earth Sciences, 2013; 5: 43-53.
[23] Mazhari SA, Sharifian Attar R. Rare earth elements in surface soils of the Davarzan area, NE of Iran. Geoderma Regional, 2015; 5: 25-33.
[24] Kraemer S, Hering J. Biogeochemical controls on the mobility and bioavailability of metals in soils and groundwater. Aquatic Sciences, 2004; 66: 1-2.
[25] Rodríguez L, Ruiz E, Alonso-Azcárate J, Rincón J. Heavy metal distribution and chemical speciation in tailings and soils around a Pb–Zn mine in Spain. Journal of Environmental Management, 2009; 90: 1106-1116.
[26]Chary NS, Kamala CT, Raj DS. Assessing risk of heavy metals from consuming food grown on sewage irrigated soils and food chain transfer. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008; 69(3): 513-524.
[27] Xue ZJ, Liu SQ, Liu YL, Yan YL. Health risk assessment of heavy metals for edible parts of vegetables grown in sewage-irrigated soils in suburbs of Baoding City China. Environmental Monitoring and Assessment, 2011; 11(4): 2204-6.
[28] Tabari M, Salehi A. The investigation of sewage irrigation on the heavy metal concentration of soils. Environmental Science and Technology, 2011; 13(4): 50-59. [in Persian]
[29] Beigi Harchegani H, Bani Talebi G. The effect of 23 years sewage irrigation on the accumulation of some heavy metals, transfer to wheat seed and related health risks. Journal of Water and Soil, 2013; 27(3): 570-580.