مطالعۀ ژئوشیمیایی آب و رسوب رودخانۀ بادآور، استان لرستان با نگرش زیست‌محیطی

نوع مقاله: مقاله علمی

نویسندگان

1 دانشجوی کارشناسی ارشد، دانشکده علوم زمین، دانشگاه صنعتی شاهرود، شاهرود، ایران

2 استادیار، دانشکده علوم زمین، دانشگاه صنعتی شاهرود، شاهرود، ایران

چکیده

هدف مطالعۀ حاضر، ارزیابی کیفیت آب و رسوبات رودخانۀ بادآور در شهرستان نورآباد (استان لرستان) است؛ به این منظور، 19 نمونه آب و 5 نمونه رسوب سطحی از رودخانه برداشت و شاخص‌های فیزیکوشیمیایی نمونه‌های آب (شامل pH، هدایت الکتریکی، غلظت یون‌های اصلی، آنالیز میکروبی و غلظت عناصر بالقوه سمی) و رسوب (شامل pH، مادۀ آلی، درصد کربنات، تبادل کاتیونی، غلظت عناصر اصلی و جزئی) اندازه‌گیری شد. نتایج نشان می‌دهند عوامل طبیعی (انحلال هالیت، ژیپس و انیدریت، ته‌نشست کلسیت، آراگونیت، دولومیت و فرایند تبادل یونی) و انسانی (تخلیۀ فاضلاب‌های خانگی و رواناب‌های کشاورزی) مهم‌ترین فرایندهای کنترل‌کنندۀ غلظت یون‌های اصلی در آب رودخانۀ بادآور هستند. غلظت عناصر بالقوه سمی به‌ویژه عنصر سرب در نمونه‌های آب به‌واسطۀ فعالیت‌های انسان افزایش یافته است. نتایج آنالیز میکروبی آب نیز نشان‌دهندۀ آلودگی آب رودخانۀ بادآور است. pH نمونه‌های رسوب خنثی تا قلیایی است. رسوبات حاوی مقدار زیادی مادۀ آلی و کربنات‌کلسیم هستند و ظرفیت تبادل کاتیونی رسوبات زیاد است. بر اساس نتایج آنالیز غلظت کل، رسوبات رودخانۀ بادآور به عناصر کادمیم، کروم، نیکل آلوده هستند. بر اساس محاسبۀ درجۀ آلودگی، نمونه‌های رسوب رودخانۀ بادآور در ردۀ آلودگی درخور توجه تا بسیار آلوده به عناصر بالقوه سمی قرار دارند؛ این امر از فعالیت‌های انسان به‌ویژه تخلیۀ فاضلاب‏های شهری و رواناب‌های کشاورزی به رودخانۀ بادآور ناشی می‌شود.

کلیدواژه‌ها


عنوان مقاله [English]

Geochemical study of water and sediments in the Badavar River, Lorestan Province: environmental iImplications

نویسندگان [English]

  • Nahid Hasanvand 1
  • Giti Forghani Tehrani 2
1 Msc student, Faculty of Earth Sciences, Shahrood University of Technology, Shahrood, Iran
2 Assistant Professor, Faculty of Earth Sciences, Shahrood University of Technology, Shahrood, Iran
چکیده [English]

Abstract
The Badavar River is an important surface water resource in Lorestan province. The purpose of this study is to assess the quality of the Badavar water and sediments. For these purpose, 19 water and five surface sediment samples were collected. The physicochemical properties of the water (i.e. pH, electrical conductivity, the major ion concentrations, microbial analysis, and potentially toxic element concentrations) and sediment samples (i.e. pH, organic matter, carbonate calcium, cation exchange capacity, major and trace element concentrations) were determined using standard methods. The obtained results indicate that the concentration of major ions influenced by natural processes (i.e. halite and gypsum dissolution, calcite, aragonite and dolomite precipitation, and ion exchange) and anthropogenic factors (i.e. discharge of domestic wastewater and agricultural runoff into the river). The concentration of the potentially toxic elements, especially Pb, is influenced by anthropogenic activity. The results of the microbial analysis confirm the pollution of the water samples with pathogenic agents. On the basis of pH values, the sediment samples are placed in neutral to alkaline class. Sediment samples are rich in organic matter and CaCO3, and their cation exchange capacity is high. The total concentration of elements in sediments shows that there is a risk of pollution with Cd, Cr, and Ni. The contamination degree values show that the studied sediments are highly polluted, which is due to the discharge of urban and agricultural wastewaters into the Badavar River.
Keywords: Hydrogeochemistry, pollution, Sediment, Badavar River
 



Introduction
Rivers are the most available water resources for different usage purposes in the world (Chidya et al. 2011). The environmental quality of surface waters is influenced by both natural and man-made factors, the most important of which are mixing, mineral precipitation/dissolution, ion exchange, and discharge of the urban, agricultural and industrial wastewaters (Suthar et al. 2009; Zhang et al. 2010). Naturally- and anthropogeically- sourced pollutants are typically distributed between water and sediments. Therefore, for evaluating the environmental pollution of the river systems, both water and sediment chemistry must be considered. River sediments usually act as a sink and source for the pollutants; therefore, they are a very important component of river systems (Malvandi 2017). 
The Badaver is an important river in the Lorestan Province, west of Iran. This river provides the water required for agricultural and livestock usage. This river recharges from the Garin Mountains, East of Noorabad, and discharges into Seymareh River.  The long of the Badavar River (with a E–W trend is about 75 Km and its drainage area is about 1800 Km2. The average water discharge of Badavr in spring and summer is 8.5 and 0.8 m3/sec, respectively. A part of the Badaver River passes through the Noorabad City. Indeed, agricultural activity is a usual practice around the river. Thus, the quality of water and sediments in Badavar River can be influenced by discharge of agricultural and domestic wastewaters. The aim of the present study is to investigate the environmental quality of water and sediments of Badavar River, and to find the impact of natural and anthropogenic factors on the river.
 
Material & Methods
Nineteen water and five surface sediment samples were collected in selected sites. At each sampling site, water samples were collected in 1-litre prewashed polyethylene bottles; indeed, one sample was collected in sterile dark bottles for microbial analysis. The first samples were filtered using a vacuum pump and 0.45μm pore-size filter papers in order to separate particulate matter. The filtered samples were then split into two portions: one portion was acidified with HNO3 for the measurement of dissolved elements and the second unacidified portion was used for determination of dissolved major ions. The samples were kept at 4°C prior to analysis. Some physicochemical properties of the water samples (i.e. pH and electrical conductivity) were measured in situ using a portable multi-meter. The major ion concentrations, microbial analysis, and potentially toxic element concentrations (in water samples) and pH, organic matter, carbonate calcium, cation exchange capacity, and element concentrations (in sediment samples) were determined using standard methods. In order to find the source of major ions in water samples and to determine the most significant processes controlling the water chemistry, ionic ratios, correlation coefficients, and the saturation index of minerals were calculated. The water quality for irrigation usage was accessed through the calculation of sodium adsorption ratio (Zhang et al. 2012) and magnesium hazard (Ravikumar and Somashekar 2011). Indeed, the EC and pH values of the samples were compared with standard values (Sundaray et al. 2009). Water Quality Index (WQI)  as a useful method for quality assessment (Kumar et al. 2015, Vasanthavigar et al. 2010) was calculated on the basis of ion concentration, EC, pH and Total Hardness. The concentration of toxic elements in the water samples were compared with standard values of FAO (1985) for irrigation purposes and the standard values in world fresh waters (Markert 1994).
For sediment quality assessment, some indices including geo-accumulation index (Muller 1969), enrichment factor (Sutherland, 2000), contamination factor (Hakanson 1980), and modified contamination degree (Abrahim and Arker 2008) were calculated.
 
Discussion of Results & Conclusions:
The EC and pH of the water samples vary between 430-730 µs/cm and 5.6-7.1, respectively. The EC values of the samples collected in the city district are higher than other samples, whereas their pH values are a little lower, showing the influence of domestic wastewater discharge on EC and pH of the water samples. The lower pH values may also be an indication of calcite precipitation (Das 2005).
The calculation of ionic ratios, saturation index of minerals and correlation coefficient values indicate that the natural and anthropogenic factors influence the environmental quality of both water and sediments in Badavar River. The most important natural factors which affect the hydrochemical properties of the water samples (i.e. the concentration of major ions) include the dissolution of halite, gypsum and anhydrite, the precipitation of calcite, aragonite and dolomite, and ion exchange. Discharge of agricultural runoff and domestic wastewaters into the river is the most important anthropogenic factor decreasing the water quality, especially with respect to PO4, Pb, Cd, Cr, Cu, Mn and Zn concentrations. The values of Magnesium Hazard are mostly lower than 50%; indeed, the Sodium Adsorption Ratios are <2meq/l. Therefore, the water of Badavar River is suitable for irrigation. The values of WQI of the Badavar River varies between 58.4–42.7; indicating the good to excellent quality of the water samples. However, the river water is microbially polluted, mainly because of domestic wastewater discharge. The concentration of Pb in most sites is higher than FAO standard (5µg/L; FAO 1985) and the concentrations of Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Se and Zn are lower than FAO guidelines (1, 50, 100, 200, 5000, 200, 200, 20, and 2000 µg/L, respectively; FAO 1985). The concentrations of Cd, Co, Ni, Pb and Se in some samples, and the concentrations of Cr, Cu, Mn and Zn in all samples are higher than their values in natural fresh waters (Markert 1994) which confirms the impacts of anthropogenic activities (i.e. agricultural and domestic wastewater discharge into the river) on water quality.
Physicochemical properties of sediments play a significant role in retention, adsorption and re-adsorption of pollutants (Duodu et al. 2017). The pH value of the sediment samples ranges between 7.7 to 8.5; thus the samples are placed in neutral to alkaline class. Sediment samples are rich in organic matter (7.8–14.7%) and CaCO3 (26–45.5%), and their cation exchange capacity is high (37.4–77.3 meq/100 gr). On the basis of total concentration data, the concentration of Cu in some stations and the concentration of Cr and Ni in all sites are higher than TEC values (36.1, 34.4, and 22.7 mg/kg, respectively; MacDonald et al. 2000). Moreover, the concentration of Ni and Cr in all stations is higher than Probable Effect Concentration (PEC) values (111 and 149 mg/kg; MacDonald et al. 2000). This evidences show that the ecosystem of the Badavar River is at risk of being threatened by Ni and Cr. On the basis of total concentration data, the Badavar River sediments are polluted with Cd, Pb, Cr, Zn, Cu, Mn and Ni. The calculation of enrichment factor shows that Pb, Cd and Cr are mainly from anthropogenic activities (EF>1.5), whereas Zn, Cu, Mn and Ni are mostly from natural sources (EF<1.5). The contamination factor values are higher in sediments collected in the city district, confirming the effect of anthropogenic factors on sediment quality. The contamination degree values show that the studied sediments are placed in highly polluted class, which is due to the discharge of urban and agricultural wastewaters into the Badavar River. The obtained results in this study emphasize on the necessity of environmental management in the study area. The discharge of different kinds of wastewaters must be controlled.

کلیدواژه‌ها [English]

  • Hydrogeochemistry
  • Pollution
  • Sediment
  • Badavar River

مقدمه

رودخانه‌ها دردسترس‌ترین منابع آب سطحی برای مقاصد مختلف هستند (Chidya et al. 2011). طی سال‌های اخیر، برداشت بیش از اندازه از منابع آب سطحی همراه با وقوع خشکسالی‌ها سبب کم‌آبی و خشک‌شدن رودخانه‌ها در ایران و بسیاری از کشورهای جهان شده است؛ همچنین عملکرد عوامل طبیعی (شامل زمین‌شناسی و تغییرات آب‌و‌هوایی) و فعالیت‌های انسان (مانند توسعۀ صنعتی، شهرنشینی و کشاورزی) موجب کاهش کیفیت و آلودگی رودخانه‌ها به انواع آلاینده‌های شیمیایی و میکروبی خطرناک شده است (Suthar et al. 2009; Zhang et al. 2010). عناصر بالقوه سمی (Potentially Toxic Elements, PTEs) به‌علت فراوانی، سمناکی و قابلیت انباشت در محیط از مهم‌ترین آلاینده‌های شیمیایی هستند و حضور آنها در اکوسیستم‌های آبی بسیار نگران‌کننده است. اگرچه برخی عناصر بالقوه سمی مانند Fe، Mn، Co، Cu وZn  ریزمغذی‌های ضروری برای حیوانات و گیاهان به شمار می‌آیند، در مقادیر زیاد خطرناک هستند (Moore et al. 2009) و ورود آنها به زنجیرۀ غذایی می‌تواند آثار خطرناک متعددی بر سلامتی داشته باشد؛ برای نمونه، Pb باعث اختلال در عملکرد سیستم عصبی مرکزی می‌شود، Fe در غلظت‌های زیاد مسمومیت‌زا است و سبب اختلالات پوستی و بیماری‌های قلبی و عروقی می‌شود، افزایش غلظت Cu با بروز ناراحتی‌های کبدی، مسمومیت و حملۀ قلبی همراه است (Selinus 2005) و مقادیر زیاد Co ممکن است باعث آسیب‌رساندن به ریه، قلب و آماس پوستی شود (Bhuyan et al. 2017).

در سیستم‌های آبگین، غلظت عناصر بالقوه سمی (از منابع طبیعی و انسان‌زاد) در رسوبات بسیار بیشتر از ستون آب است که از تمایل این عناصر به انباشت در کانی‌های رسی، مادۀ آلی و سایر ترکیبات موجود در رسوبات بستر ناشی می‌شود (Bhuyan et al. 2017). رسوبات، بخش بسیار مهمی از سیستم اکولوژیکی را تشکیل می‌دهند؛ زیرا نه‌تنها به‌شکل حامل و نگهدارندۀ (مخزن) آلاینده‌ها عمل می‌کنند، منبع ثانویۀ آلودگی پیکره‌های آبی محسوب می‌شوند؛ به‌این‌ترتیب که با تغییر شرایط محیط (pH، هدایت الکتریکی، دبی رودخانه، آشفتگی‌های فصلی و سایر موارد)، فلزات موجود در فازهای مختلف رسوب دوباره وارد ستون آبی می‌شوند؛ بنابراین آنالیز نمونه‌های رسوب رودخانه‌ها، روش مناسبی برای بررسی و پایش کیفیت آنهاست (Malvandi 2017). به‌طور‌کلی، برنامۀ مدیریت آب متناسب باید مبنی بر ارزیابی غلظت و توزیع فلزات در هر دو بخش آب و رسوب محیط آبی باشد.

رودخانۀ بادآور که در استان لرستان جریان دارد، تأمین‌کنندۀ آب لازم برای مصارف دامداری و کشاورزی در طول مسیر خود است. بخشی از مسیر این رودخانه از مناطق مسکونی (شهرستان نورآباد) عبور می‌کند؛ بنابراین تخلیۀ پساب‌های کشاورزی و فاضلاب‌های شهری، کیفیت آب رودخانۀ بادآور را تحت‌تأثیر قرار می‌دهد. باتوجه‌به اهمیت رودخانه‌ها در تأمین نیازهای آبی، لازم است مطالعه‌های جامعی روی ویژگی‌های کیفی رودخانه انجام شوند و نقش عوامل تأثیرگذار بر کیفیت آب رودخانه به‌منظور مدیریت مؤثر و مناسب آب ارزیابی شود؛ درنتیجه هدف مطالعۀ حاضر، ارزیابی ویژگی‌های کیفی آب و رسوب رودخانۀ بادآور و بررسی عوامل مؤثر بر ویژگی‌های هیدروژئوشیمیایی است.

 

روش انجام پژوهش

محدودۀ مطالعه‌شده

سرشاخۀ اصلی رودخانۀ بادآور، خاوه نامیده می‌‌شود و از دامنه‌های جنوبی کوه گرین واقع در 26 کیلومتری شرق نورآباد سرچشمه می‌گیرد. رودخانۀ بادآور نورآباد به طول حدود 75 کیلومتر، آب‌های این منطقه را پس‌از عبور از منطقۀ پرجمعیت نورآباد جمع‌آوری می‌کند و پس‌از پیوستن به گیزه‌رود در غرب نورآباد، سرانجام به رودخانۀ سیمره می‌ریزد. حوضۀ آبریز رودخانۀ بادآور یکی از زیرحوضه‌های مهم رودخانۀ کرخه (سیمره) است. محدودۀ حوضه آبریز رودخانۀ بادآور با مساحت 1800 کیلومترمربع بین طول‌های ″52 ′25 °47 تا ″25 ′18 °48 شرقی و عرض‌های ʺ10 ʹ56 ˚33 تا ʺ5 ʹ19 ˚34 شمالی واقع شده است. بیشترین متوسط ماهانۀ دبی رودخانۀ بادآور طی دورۀ آماری 1348 تا 1396 در فروردین‌ماه (52/8 مترمکعب‌برثانیه) و کمترین مقدار آن در شهریورماه (81/0 مترمکعب‌برثانیه) برآورد شده است. بر اساس داده‌های مقدار متوسط بارش ماهانه (برحسب میلی‌متر) طی سال‌های 1382 تا 1396، بیشترین مقدار متوسط بارش ماهانه به اسفندماه (96/143 میلی‌متر) و کمترین مقدار آن به مردادماه (47/0 میلی‌متر) مربوط است. مردادماه دارای بیشترین متوسط دما (7/24 درجۀ سانتی‌گراد) و دی و بهمن‌ماه دارای کمترین میزان متوسط دما (2/0 درجۀ سانتی‌گراد) هستند. در شکل 1، نقشۀ زمین‌شناسی محدودۀ مطالعه‌شده ارائه شده است. ازنظر زمین‌شناسی، حوضۀ آبریز بادآور عمدتاً از رسوبات آهکی تشکیل شده است. رسوبات جوان به‌وفور در سراسر منطقۀ مطالعه‌شده مشاهده می‌شوند؛ این رسوبات به‌طور‌کلی رسوبات جدید بستر رودخانه‌ها و حاشیۀ رودخانه‌ و دشت‌ (آبرفت‌های جوان کواترنر) را شامل می‌شوند. بخش گسترده‌ای از نهشته‌های جوان در این منطقه شامل تناوبی از نهشته‌های کنگلومرایی سخت‌شده با میان‌لایه‌های مارن رسی و در برخی نقاط کاملاً رسی است. ذرات و قلوه‌های سازندۀ بخش کنگلومرایی عمدتاً از سنگ‌آهک‌های کرتاسه و سنگ‌های آذرین تشکیل شده‌اند. رسوبات پهنۀ دشت‌ شامل تراس‌های قدیمی آبرفتی است که عمدتاً از رس و مارن‌ با افق‌های گراول تشکیل شده‌اند. گدازه‌های بازالتی و آندزیتی متعلق به پالئوسن، بخش‌های مرکزی محدودۀ مطالعه‌شده و اطراف رودخانه را پوشش می‌دهند. رخنمون افیولیت‌ها در نقاط مختلف مطالعه‌شده مشاهده می‌شود.

نمونه‌بردای و آنالیز شیمیایی

پس‌از انجام مطالعه‌های پایه و بازدید میدانی در شهریورماه سال 1397، تعداد 19 ایستگاه طی شاخۀ اصلی و شاخه‌های فرعی گلام‌بحری، خاوه، گچینه و دولیسکان انتخاب شدند (شکل 1). 19 نمونه برای اندازه‌گیری غلظت یون‌های اصلی آب، 12 نمونه برای آنالیز عناصر بالقوه سمی در آب و 5 نمونه برای بررسی آلودگی میکروبی آب انتخاب شدند. بطری‌های پلی‌اتیلنی یک لیتری (برای آنالیز یون‌های اصلی و عناصر بالقوه سمی) و بطری‌های تیره‏رنگ شیشه‌ای استریل (به‌منظور آنالیز میکروبی) برای نمونه‌برداری آب استفاده شدند. هر بطری نمونه‌برداری به‌وسیلۀ آب رودخانه در محل نمونه‌برداری شسته و زیر سطح آب پر شد. شاخص‌های pH و هدایت الکتریکی (EC) نمونه‌ها در محل نمونه‌برداری با دستگاه مولتی‏متر مدل HI9812-5 اندازه‌گیری شدند. نمونه‌ها پس‌از برداشت، بی‌درنگ با کاغذ فیلتر 45/0 میکرون فیلتر شدند. 12 نمونۀ استفاده‌شده برای اندازه‏گیری غلظت عناصر بالقوه سمی با چند قطره ‌نیتریک‌اسید 65 درصد اسیدی شدند تا pH آب به کمتر از 2 کاهش یافت و به‌این‌ترتیب، عمل تثبیت نمونه‌های آب انجام شد؛ این امر به‌منظور جلوگیری از تغییر ویژگی‌های شیمیایی نمونه‌ها در اثر فرایند‌های ته‌نشینی و لخته‌سازی کلوئید‌ها انجام می‌شود. غلظت یون‌های Mg2+، Ca2+، Na+، K+، Cl-، SO42-، NO3- و PO43- با دستگاه کروماتوگرافی یونی (IC) و غلظت یون HCO3- به روش تیتراسیون اندازه‌گیری شد. به‌منظور برآورد درستی داده‌های کیفی آب، درصد خطا (E) از طریق رابطۀ 1 و با استفاده از مجموع غلظت کاتیون‌ها (totalcations) و آنیون‌ها (totalanions) محاسبه شد (Shafie et al. 2014):

رابطۀ 1     

 

 

 

شکل 1- نقشۀ زمین‌شناسی محدودۀ مطالعه‌شده و موقعیت ایستگاه‌های نمونه‌برداری (برگرفته از نقشۀ 1:100000 هرسین و نهاوند)

 

 

در نمونه‌های مطالعه‌شده، درصد خطا بین 1/0 تا 7/10 متغیر بود که نشان‌دهندۀ درستی نتایج هیدروشیمیایی است. غلظت عناصر بالقوه سمی (Pb، Zn، Cu، Ni، Cr، Co، Cd، Fe، Mn، Se) پس‌از پنج بار تغلیظ نمونه، با دستگاه ICP-OES مدل Optima 7300 dv و با حد تشخیص ppb 1 برای عناصر مطالعه‌شده اندازه‌گیری شد. دقت نتایج با شاخص RSD (انحراف استاندارد نسبی) و پس‌از پنج بار اندازه‌گیری غلظت نمونه کنترل شد (رابطۀ 2):

رابطۀ 2        

تفاوت بین غلظت داده‌ها در هر بار اندازه‌گیری کمتر از 10 درصد انحراف استاندارد نسبی بود که نشان‌دهندۀ دقت خوب اندازه‌گیری‌هاست. درستی اندازه‌گیری‌ها با استانداردهای Merck ارزیابی شد.

به‌منظور اندازه‌گیری آلودگی میکروبی، ابتدا 250 میلی‌لیتر محیط‌کشت لاکتوز آماده شد و سپس در دستگاه اتوکلاو با دمای 121 درجۀ سانتی‌گراد قرار داده شد تا استریل شود؛ سپس لوله‌های آزمایشگاهی (5 لوله برای هر نمونه) در جالوله‌ای قرار داده شدند و درون هر لوله، یک عدد لولۀ دورهام (برای جمع‌آوری حباب گاز ایجاد‌شده و تأیید وجود کلی‌فرم‌های احتمالی) به‌شکل وارونه گذاشته شد و سپس 10 میلی‌لیتر از نمونه و 10 میلی‌لیتر از محیط‌کشت به آن اضافه و به‌شکل دورانی تکان داده و به‌مدت 48 ساعت در دستگاه انکوباتور گذاشته شد. تولید گاز در لوله‌ها پس‌از 48 ساعت بیان‌کنندۀ پاسخ مثبت به آزمایش است. درنهایت، تراکم باکتریایی (MPN) در نمونه‌ها به کمک رابطۀ 3 تعیین شد:

رابطه (3)      MPN/100 mL = 100 × P / (N ×T)1/2

در این رابطه، P شاخص MPN در جدول استاندارد، N تعداد نمونه‌های منفی، T حجم نمونه در تمام لوله‌ها (میلی‌لیتر) است. پنج نمونه رسوب سطحی (از عمق صفر تا 10 سانتی‌متری) با بیلچۀ فولادی ضدزنگ برداشت و در دمای اتاق خشک شدند و سپس در آزمایشگاه از الک 200 مش (75 میکرومتر) عبور داده شدند. 5 گرم از هر نمونۀ الک‌شده جدا و برای اندازه‌گیری غلظت عناصر بالقوه سمی با دستگاه ICP-OES مدل Varian-735 با حد آشکارسازی 1/0 میلی‏گرم‌بر‌کیلوگرم برای Cd، 1 میلی‏گرم‌بر‌کیلوگرم برای Co، Cr، Cu، pb، Zn و Ni و 5 میلی‏گرم‌بر‌کیلوگرم برای Mn به آزمایشگاه فرستاده شد. pH نمونه‌های رسوب به روش استاندارد سازمان حفاظت محیط‏زیست آمریکا (USEPA Test Method 9045D) و با دستگاه pHمتر و دقت 01/0 اندازه‌گیری شد. به‌منظور اندازه‌گیری مادۀ آلی از روش والکلی بلاک (Nelson and Sommels 1996) و برای تعیین درصد کربنات نمونه‌ها از روش تیتراسیون استفاده شد. ظرفیت تبادل کاتیونی نمونه‌ها بر اساس روش استاندارد سازمان حفاظت محیط‏زیست ایالات متحده (USEPA 1989) تعیین شد.

 

نتایج

در جدول 1، آمار توصیفی نتایج آنالیز هیدروشیمیایی نمونه‌ها و در شکل 2، تغییرات شاخص‌های هدایت الکتریکی (EC) و pH نمونه‌ها ارائه شده است. مقدار هدایت الکتریکی نمونه‌ها بین 430 و 730 میکروزیمنس‌بر‌سانتی‌متر و مقدار pH نمونه‌ها بین 6/5 و 1/7 متغیر است. باتوجه‌به شکل 2، مقدار هدایت الکتریکی نمونه‌های آب برداشت‌شده از محدودۀ شهر بیشتر از سایر ایستگاه‌هاست. کمترین مقدار pH در ایستگاه B5 (نزدیک به حوضچۀ پرورش ماهی) مشاهده می‌شود. مقدار pH از ایستگاه B5 تا B8 (ورودی شهر) افزایش نشان می‏دهد و در محدودۀ شهر (ایستگاه‌های B8 تا B11)، مقدار آن اندکی کاهش می‌یابد که احتمالاً از تخلیۀ فاضلاب‌های خانگی و دورریزی زباله‌های شهری در این محدوده ناشی می‌شود. به‌طور‌کلی، pH اسیدی‏تر اغلب درنتیجۀ غلظت زیاد دی‌اکسید‌کربن، تجزیۀ مواد آلی موجود در فاضلاب یا رسوب کربنات‌کلسیم در آب رودخانه است.

 

 

 

 

 

 

جدول 1- شاخص‌های فیزیکوشیمیایی و غلظت یون‌های اصلی نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور

ایستگاه

EC (µs/cm)

TDS (mg/l)

pH

Mg²⁺ (mg/l)

Na⁺ (mg/l)

Ca²⁺ (mg/l)

K⁺ (mg/l)

Cl⁻ (mg/l)

SO4²⁻ (mg/l)

 

(mg/l)

 

(mg/l)

PO4³⁻ (mg/l)

B1

460

230

6/6

2/12

3/5

2/61

0/1

6/3

6/5

244

3/8

1>

B2

620

310

4/6

2/21

9/7

6/86

8/0

2/5

4/7

311

2/1

8/3

B3

460

230

2/6

1/16

3/5

1/62

0/1

3/3

8/4

250

3/9

1>

B4

430

220

4/6

7/14

8/5

8/69

0/1

5/3

0/6

262

4/7

1>

B5

480

240

6/5

2/13

0/6

7/63

0/1

7/3

7/6

268

9/7

1>

B6

490

250

0/6

2/13

2/4

0/66

2/1

7/3

0/7

268

0/6

1>

B7

500

250

9/5

3/14

1/6

0/73

2/1

7/4

4/7

274

1/10

1>

B8

550

270

3/6

5/16

2/8

0/64

6/1

2/6

2/10

268

5/10

1>

B9

710

350

1/6

8/18

3/14

0/87

4/2

7/15

3/31

335

0/2

1>

B10

590

290

1/6

4/17

4/10

0/68

8/1

5/9

2/15

305

8/7

1>

B11

600

300

0/6

2/16

7/14

5/72

3/2

0/11

7/18

311

7/3

1>

B12

730

360

2/6

0/54

2/28

6/68

3/4

2/22

9/8

403

4/1

4/30

B13

690

340

6/6

0/18

9/16

7/65

6/2

9/14

1/18

372

1>

0/1

B14

700

350

0/7

7/15

6/24

6/67

2/4

3/19

5/21

335

1>

6/1

B15

720

360

1/7

6/28

5/16

0/86

0/4

8/15

2/18

335

8/4

2/2

B16

720

360

5/6

8/13

8/18

4/66

6/1

8/16

2/19

342

6/7

7/3

B17

680

340

9/5

8/17

5/18

2/78

3/2

1/16

2/17

342

7/13

1/5

B18

530

270

2/6

1/20

6/9

2/55

9/0

3/4

2/7

274

8/7

1>

B19

630

320

1/6

5/15

1/15

8/71

1/2

0/12

4/15

287

2/14

4/1

min

430

220

6/5

2/12

2/4

2/55

8/0

3/3

8/4

244

2/1

0/1

max

730

360

1/7

0/54

2/28

0/87

3/4

2/22

3/31

403

2/14

4/30

mean

594

297

3/6

0/19

5/12

2/70

0/2

0/10

0/13

304

5/6

6/2

S.D.

104

5/50

4/0

3/9

0/7

9/8

1/1

3/6

1/7

9/43

3/4

0/7

 

 

شکل 2- تغییرات هدایت الکتریکی و pH در مسیر رودخانۀ بادآور

 

 

تغییرات غلظت یون‌های اصلی و منشأ یون‌ها

در شاخۀ اصلی رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی، میانگین غلظت کاتیون‌های کلسیم، منیزیم، سدیم و پتاسیم به‌ترتیب 2/70، 19، 5/12 و 2 میلی‌گرم‌بر‌لیتر و میانگین غلظت آنیون‌های بیکربنات، سولفات، فسفات، نیترات و کلر به‌ترتیب 304، 13، 6/2، 5/6 و 10 میلی‌گرم‌بر‌لیتر است. با‌توجه‌به شکل 3، غلظت یون‌های اصلی در محدودۀ ‌مطالعه‌شده تغییرات زیادی دارد. روند تغییرات غلظت یون‌های سدیم، پتاسیم، کلر و سولفات مشابه یکدیگر است که منشأ یکسان این یون‌ها را تأیید می‌کند.

برای یافتن منشأ یون‌ها و فرایندهای حاکم بر شیمی آب از نسبت‌های یونی، روابط ترکیبی بین یون‌ها (شکل 4)، ضرایب همبستگی بین یون‌ها (جدول 2) و شاخص اشباع کانی‌های هالیت، ژیپس، انیدریت، کلسیت، دولومیت و آراگونیت (شکل 5) استفاده شد. افزایش هماهنگ غلظت سدیم و کلر در نمونه‌های آب نشان‌دهندۀ انحلال هالیت در آب است (Hounslow 1995). انحلال هالیت، مقادیر یکسانی از یون‌های کلر و سدیم را وارد آب می‌کند؛ بنابراین، تبعیت این دو یون از خط تعادل 1:1 (شکل 4، الف)، ضریب همبستگی زیاد کلر و سدیم (959/0r=) و شاخص اشباع منفی هالیت در تمام نمونه‌های آب (شکل 5) نشان‌دهندۀ انحلال هالیت در آب رودخانۀ بادآور است؛ باوجوداین، زیادبودن غلظت سدیم نسبت به کلر در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور (شکل 4، الف) نشان می‌دهد علاوه‌بر انحلال هالیت، منابع دیگری نیز برای سدیم وجود دارند (برای نمونه، انحلال سیلیکات‌ها، فرایند تبادل یونی و ورود فاضلاب به رودخانه). نمودار ترکیبی مجموع کلسیم و منیزیم در برابر مجموع کاتیون‌ها نیز غالب‌بودن یون سدیم در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور را تأیید می‌کند. نمودار ترکیبی (Na/Cl) در برابر هدایت الکتریکی (شکل 4، ب)، نمودار ترکیبی Ca+Mg-HCO3-SO4 در برابر Na+K-Cl (شکل 4،ج) و همچنین بیشتربودن مقدار نسبت  از 5/0 و کمتربودن نسبت  از 1، رخداد فرایند تبادل یونی را تأیید می‌کند (Hounslow 1995). طی فرایند تبادل یونی، کلسیم و منیزیم از آب جایگزین سدیم در موقعیت‌های تبادلی می‌شوند و بنابراین، غلظت سدیم در آب افزایش می‌یابد. نسبت یونی بیکربنات به مجموع آنیون‌ها  در تمام نمونه‌های مطالعه‌شده بیش از 8/0 است که نشان‌دهندۀ رخداد انحلال ژیپس در نمونه‌های آب مطالعه‌شده است؛ شاخص اشباع منفی ژیپس و انیدریت (شکل 5) نیز مؤید این نتیجه‌گیری است. باتوجه‌به شاخص اشباع مثبت کانی‌های کربناتی، احتمالاًً کلسیت، دولومیت و انیدریت درحال ته‌نشینی هستند؛ این امر pH کمتر از 7 نمونه‌ها را توجیه می‌کند. میانگین غلظت نیترات در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی 5/6 میلی‌گرم‌بر‌لیتر است. باتوجه‌به جدول 3، غلظت نیترات در نمونه‌های مطالعه‌شده در محدودۀ مناسب برای مصرف آبیاری قرار می‌گیرد. غلظت یون نیترات در طول رودخانۀ بادآور تغییرات نامنظمی از بالادست به‌سمت پایین‌دست نشان می‌دهد (شکل 3). غلظت کم یون نیترات احتمالاً به‌علت مصرف این یون در اثر اکسایش مواد آلی موجود در فاضلاب‌ها طبق واکنش زیر است (Lang et al. 2006):

 

ازنظر ترمودینامیکی، اکسایش کربن آلی حل‌شدۀ موجود در فاضلاب‌ها ( ) به‌ترتیب باعث احیای اکسیژن حل‌شده، نیترات، منگنز (IV)، آهن (III)، سولفات و دی‌اکسید‌کربن می‌شود (Lorite-Herrera and Jimenez-Espinosa 2008)؛ بنابراین، غلظت کم نیترات در نمونه‌های آب مطالعه‌شده باوجود فعالیت گستردۀ کشاورزی را می‌توان ناشی از اکسایش مواد آلی موجود در نمونه‌ها دانست. میانگین غلظت یون فسفات در نمونه‌های آب مطالعه‌شده 6/2 میلی‌گرم‌بر‌لیتر است. باتوجه‌به کم‌بودن غلظت یون فسفات تا پیش‌از ایستگاه B12 (محل دفن زباله و ورود رواناب کشاورزی) و روند افزایشی آن در ادامۀ مسیر (شکل 3)، منشأ یون فسفات را می‌توان رواناب کشاورزی در نظر گرفت.

 

 

شکل 3- تغییرات غلظت یون‌های اصلی در نمونه‌های آب رودخانه بادآور

 

شکل 4- نمودارهای پراکندگی یون‌های اصلی در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور

 

شکل 5- شاخص اشباع کانی‌های هالیت، ژیپس، انیدریت، آراگونیت، دولومیت و کلسیت در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور

 

جدول 2- ضرایب همبستگی اسپیرمن بین غلظت یون‌های اصلی نمونه‌های آب مطالعه‌شده

 

PO43-

NO3-

HCO3-

SO42-

Cl-

K+

Ca2+

Na+

Mg2+

PO43-

1

 

 

 

 

 

 

 

 

NO3-

278/0-

1

 

 

 

 

 

 

 

HCO3-

257/0

*510/0-

1

 

 

 

 

 

 

SO42-

415/0

383/0-

**782/0

1

 

 

 

 

 

Cl-

**739/0

365/0-

**922/0

**855/0

1

 

 

 

 

K+

*456/0

368/0-

**743/0

**759/0

**842/0

1

 

 

 

Ca2+

400/0

221/0-

*480/0

*513/0

447/0

379/0

1

 

 

Na+

**737/0

336/0-

**908/0

**799/0

**959/0

**794/0

333/0

1

 

Mg2+

447/0

400/0-

**592/0

354/0

*473/0

384/0

399/0

*499/0

1

** درجۀ اطمینان 99 درصد، * درجۀ اطمینان 95 درصد

 

 

رده‌بندی کیفی نمونه‌های آب برای مصارف کشاورزی

بر اساس مقادیر استاندارد هدایت الکتریکی و TDS برای مصارف آبیاری (جدول 3)، تمام نمونه‌های آب مطالعه‌شده در ردۀ خوب قرار دارند. گسترۀ طبیعی pH در آب‌های آبیاری 5/6 تا 4/8 است و آب‌های آبیاری با pH خارج از این محدوده می‌توانند حاوی یون‌های سمی باشند (Sundaray et al. 2009). نمونه‌های B1، B13، B14، B15 و B16 ازنظر میزان pH برای آبیاری مشکلی ندارند و سایر نمونه‏های آب رودخانه در ردۀ مجاز قرار می‌گیرند. به‌منظور تعیین کیفیت آب برای مصارف کشاورزی، معمولاً از نمودار ویلکاکس استفاده می‌شود؛ آزمایشگاه شوری ایالات متحدۀ آمریکا این نمودار را ارائه کرده است. نمودار ویلکاکس بر اساس دو شاخص EC و SAR روی محور لگاریتمی رسم شده است که در آن، EC خطر شوری و SAR نسبت جذب سدیم (Sodium Adsorption Ratio) است (Zhang et al. 2012; Sundaray et al. 2009). این شاخص از رابطۀ 4 محاسبه می‏شود (مقادیر بر حسب meq/l):

رابطۀ (4)        SAR=

بر اساس نمودار ویلکاکس (شکل 6)، نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی در گروه C2S1 (شوری متوسط- سدیم کم) قرار می‌گیرند و کیفیت تقریباً مناسبی برای مصرف کشاورزی دارند. شاخص خطر منیزیم (Magnesium Hazard, MH) نیز از شاخص‌های مهم برای ارزیابی کیفیت آب به‌منظور مصارف کشاورزی است. این شاخص از رابطۀ 5 محاسبه می‌شود (در این رابطه، غلظت یون‌ها برحسب میلی‌اکی‌والان‌برلیتر است):

 

رابطۀ (5)     

کلسیم و منیزیم در سیستم خاک، رفتار مشابهی از خود نشان نمی‌دهند، به‌ویژه زمانی که آب شور و دارای سدیم زیاد باشد. مقدار بیش از حد منیزیم در آب باعث تخریب ساختار خاک می‌شود. چنانچه در منابع آبی، مقدار شاخص خطر منیزیم به بیش از 50 درصد برسد، احتمال پراکنش ذرات خاک و تخریب ساختار آن افزایش می‌یابد؛ زیرا در خاک‌های منیزیمی، سدیم با سهولت بیشتری جایگزین منیزیم می‌شود و تأثیر سدیم (خطر قلیایی‌شدن آب) افزایش می‌یابد (Ravikumar and Somashekar 2011). شاخص خطر منیزیم برای ایستگاه B12 بیش از 50 درصد و برای سایر ایستگاه‌ها کمتر از 50 درصد است؛ درنتیجه، آب رودخانۀ بادآور در ایستگاه B12 برای مصارف آبیاری نامناسب و در سایر ایستگاه‌ها برای این منظور مناسب است.

 

 

جدول 3- رده‌بندی شاخص‌های کیفی آب‌های آبیاری و قرارگیری نمونه‌های مطالعه‌شده در رده‏های مختلف

شاخص

رده‌بندی کیفی

 

نمونه‌ها

pH

4/8–5/6       

خوب

B1، B13، B14، B15، B16

 

1/4-5/6 و 5/9-5/8

مجاز

B2-B12، B17،B18 ،B19

 

5/9> و 5-0

نامناسب

 

EC (μmhos/cm)

250>

عالی

 

 

250-750

خوب

B1-B19

 

750-2250

مجاز

 

 

2250-5000

نامناسب

 

NO3-N (mg/l)

5>

خوب

B2، B9، B11-B15

 

5-30

مجاز

B1، B3-B8، B10، B16-B19

 

30<

نامناسب

 

 

شکل 6- موقعیت نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی در نمودار ویلکاکس

 

 

ارزیابی کیفیت آب رودخانۀ بادآور با استفاده از شاخص‌های کیفیت آب

یکی از مؤثرترین روش‌ها برای توصیف کیفیت آب و تعیین مناسب‌بودن آن، استفاده از شاخص‏های کیفی آب  (Water Quality Index, WQI) است. محاسبۀ شاخص کیفی آب شامل سه مرحلۀ وزن‌دهی به شاخص، وزن نسبی (جدول 4) و رتبه‌بندی کیفی است (Kumar et al. 2015, Vasanthavigar et al. 2010) (جدول 5). نتایج محاسبۀ شاخص‌ کیفی آب رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی در شکل 7 آورده شده است.

 

 

جدول 4- وزن‌دهی به شاخص‌های آب و استانداردهای سازمان بهداشت جهانی (WHO 2011) برای هر شاخص

شاخص شیمیایی

وزن

وزن نسبی (Wᵢ)

استاندارد سازمان بهداشت جهانی

pH

4

111/0

5/7

EC

4

111/0

500

 

3

083/0

500

 

3

083/0

250

 

4

111/0

250

 

2

055/0

75

 

2

055/0

200

 

1

027/0

50

 

2

055/0

12

 

5

138/0

45

TH

1

027/0

150

 

جدول 5- مقادیر شاخص کیفیت آب (WQI) و رتبه‌بندی سازمان بهداشت جهانی (WHO 2011)

مقدار شاخص

کیفیت آب

WQI<50

عالی

50-100

خوب

100-200

ضعیف

200-300

خیلی ضعیف

WQI>300

نامناسب

 

 

شکل 7- مقادیر شاخص کیفیت آب برای نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور و شاخه‌های فرعی

 

 

نتایج به‌دست‌آمده نشان می‏دهند مقادیر شاخص‌ کیفی آب رودخانۀ بادآور بین 7/42 تا 4/58 متغیر است. باتوجه‌به رده‌بندی سازمان بهداشت جهانی برای مقادیر این شاخص (جدول 5)، شاخص‌ کیفی نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور از ابتدا تا ایستگاه B11 در ردۀ عالی و در سایر ایستگاه‌ها در ردۀ خوب قرار دارد. بر اساس شاخص‌ کیفی آب، نمونه‌های شاخه‌های گلام‌بحری و دولیسکان (B1 و B18) در ردۀ عالی و شاخه‌های خاوه و گچینه (B2 و B9) در ردۀ خوب قرار دارند. زیادبودن این شاخص در برخی نمونه‌ها احتمالاً از نفوذ پساب‌های کشاورزی و فاضلاب‌های خانگی ناشی می‌شود.

 

غلظت عناصر بالقوه سمی در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور

غلظت عناصر بالقوه سمی ممکن است از حد سمناکی بوم‌سامانۀ آبی بیشتر شود که این امر به کاهش جمعیت حیات آبی منجر می‌شود و چنانچه غلظت فلزات در آب رودخانه بیشتر از حد گیاه- سمناک باشد، برای آبیاری محصولات کشاورزی مناسب نیست؛ بنابراین، غلظت زیاد عناصر زیست‌در‌دسترس می‌تواند برای حیات آبی، کشنده و برای سلامتی انسان و جانوران نگران‌کننده باشد. ارزیابی شدت آلودگی آب رودخانۀ بادآور (آب استفاده‌شده برای کشاورزی) به عناصر بالقوه سمی به‌علت عبور این رودخانه از منطقۀ شهری و تخلیۀ انواع فاضلاب‌های خانگی و کشاورزی به درون آن اهمیت دارد. در جدول 6، غلظت عناصر مطالعه‌شده در مقایسه با استاندارد فائو (FAO 1985) ارائه شده است.

 

جدول 6- غلظت عناصر بالقوه سمی در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور(FAO 1985; Markert 1994)

Zn (µg/L)

Se (µg/L)

Pb (µg/L)

Ni (µg/L)

Mn (µg/L)

Fe (µg/L)

Cu (µg/L)

Cr

 (µg/L)

Co (µg/L)

Cd (µg/L)

ایستگاه

8/29

b.d.l.

2/2

b.d.l.

6/22

8/225

6/21

2/11

2/1

b.d.l.

B3

2/28

b.d.l.

6/39

b.d.l.

6/20

174

4/35

8/3

8/0

b.d.l.

B5

2/24

b.d.l.

3

b.d.l.

8/10

2/182

8/20

4/21

6/1

b.d.l.

B7

17

6/8

4/4

b.d.l.

8

4/60

4/36

2/5

6/0

b.d.l.

B8

6/18

4/2

2/12

b.d.l.

8/24

67

2/26

6/9

2

b.d.l.

B10

8/24

b.d.l.

b.d.l.

b.d.l.

57

4/63

2/18

4/9

1

b.d.l.

B11

2/15

b.d.l.

8/13

b.d.l.

6/87

6/81

6/17

7

1

6/0

B12

8/17

b.d.l.

2/0

b.d.l.

8/82

110

32

4/12

4/0

4/0

B13

8/12

b.d.l.

8/12

b.d.l.

6/87

6/269

6/36

23

4/0

b.d.l.

B14

26

b.d.l.

6/22

b.d.l.

4/68

8/176

8/31

8

8/0

b.d.l.

B15

8/23

8/2

4/27

8/0

4/77

8/109

8/63

4/7

2/0

b.d.l.

B16

14

3

6/40

b.d.l.

6/32

2/174

92

8

2/0

b.d.l.

B19

05/1

21/0

81/0

04/0

41/2

06/7

80/1

53/0

04/0

03/0

میانگین

2000

20

5

200

200

5000

200

100

50

10

استاندارد فائو 1

5

2/0

3

3/0

5

500

3

1

5/0

2/0

آبهای شیرین 2

b.d.l.: کمتر از حد تشخیصی دستگاه                                                                                                                              FAO (1985) 1

2 Markert (1994)

 

 

 

کادمیم

غلظت کادمیم در تمام ایستگاه‌ها به‌استثنای ایستگاه‌های B12 و B13، زیر حد آشکارسازی دستگاه (1 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است. ﻋﺎﻣﻞ اﺻﻠﯽ ﮐﻨﺘﺮل‌ﮐﻨﻨﺪۀ ﻏﻠﻈﺖ کادمیم در آب‌های ﺳﻄﺤﯽ، pH آب و ﺟﺬب آن ﺗﻮﺳﻂ ﻣﻮاد ﻣﻌﻠﻖ و رﺳﻮﺑﺎت ﺑﺴﺘﺮ ﺑﻪ‌وﯾﮋه ﮐﺎﻧﯽ‌ﻫﺎی رﺳﯽ اﺳﺖ. به‌طور‌کلی، غلظت عنصر کادمیم در آب‌های با pH به‌شدت اسیدی، بیشتر است و در شرایط pH خنثی تا قلیایی، این عنصر جذب رسوبات بستر و ذرات معلق موجود در آب می‌شود. حضور کادمیم در دو نمونۀ برداشت‌شده از ایستگاه‌های B12 و B13، احتمالاً از تخلیۀ زباله‌ها در اطراف ایستگاه B12 و ورود رواناب کشاورزی ناشی می‌شود؛ زیرا رواناب‌های کشاورزی و فاضلاب‌های شهری از منابع اصلی ورود کادمیم به رودخانه‌ها هستند (Selinus 2005). غلظت کادمیم در این ایستگاه‌ها کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای آب آبیاری (10 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) و بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (2/0 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است که نشان‌دهندۀ آلودگی آب دو ایستگاه یادشده به عنصر کادمیم است.

 

کبالت

غلظت کبالت در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور در گسترۀ 2/0 تا 2 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر قرار دارد. بیشترین غلظت این عنصر در سایت B10 (پس‌از ورود شاخۀ فرعی گچینه در مرکز شهر) و B7 (محل ورود رواناب کشاورزی) و کمترین غلظت آن در ایستگاه‌های B16 و B19 مشاهده می‌شود. دلیل غلظت بیشتر کبالت در سایت B10 را می‌توان به ورود شاخۀ فرعی گچینه نسبت داد که فاضلاب‌های داخل شهر را دریافت می‌کند و به بادآور می‌پیوندد. کبالت، فلزی پرتحرک است و حضور آن در آب‌های با pH نرمال دور از انتظار نیست (Bhuyan et al. 2017). غلظت کبالت در تمام نمونه‌های آب برداشت‌شده از رودخانۀ بادآور کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای آب آبیاری (50 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است؛ درنتیجه، تمام نمونه‌های آب رودخانه از‌نظر غلظت کبالت برای کشاورزی مناسب هستند. غلظت کبالت در برخی ایستگاه‌ها (B3، B5، B7، B8، B10، B11، B12، B13) بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (5/0 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است.

 

کروم

در نمونه‌های ‌مطالعه‌شده، غلظت کروم بین 8/3 (در ایستگاه B3) تا 23 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر (در ایستگاه B15) متغیر است. فائو (FAO 1985) حد مجاز کروم در آب آبیاری را 100 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر در نظر گرفته است؛ در‌نتیجه، غلظت کروم در تمام ایستگاه‌ها در محدودۀ مجاز برای آبیاری است. غلظت کروم در تمام ایستگاه‌ها بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (1 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است. فعالیت کشاورزی و مصرف کودهای مختلف فسفاتی، نیتراتی و پتاسیمی از منابع انسان‌زاد اصلی کروم هستند (Selinus 2005; Kabata and Mukherjee 2007).

 

مس

غلظت مس در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور از 6/17 تا 92 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر متغیر است. بیشترین غلظت مس در ایستگاه B19 مشاهده می‌شود. غلظت مس در تمام ایستگاه‌ها کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای این عنصر (200 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) و بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (3 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است. باتوجه‌به اینکه کاربرد کودها، حشره‌کش‌ها و قارچ‏کش‌ها از منابع انسان‌زاد ورود مس به آب‌های سطحی هستند (Selinus 2005; Kabata and Mukherjee 2007)، آلودگی آب رودخانۀ بادآور به‌وسیلۀ رواناب کشاورزی دور از انتظار نیست؛ ورود پساب‌های خانگی نیز دلیل دیگر این افزایش غلظت است.

 

آهن

غلظت آهن در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور از 4/60 تا 6/269 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر متغیر است. بیشترین غلظت آهن در ایستگاه B15 (به‌علت ورود رواناب کشاورزی) و کمترین غلظت در ایستگاه B8 مشاهده می‌شود. غلظت آهن در تمام نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای آب آبیاری (5000 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) و کمتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (500 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است.

 

منگنز

غلظت منگنز در آب رودخانۀ بادآور از حداقل 8 (ایستگاه B8) تا حداکثر 6/87 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر (ایستگاه B13 و B15) متغیر است. فائو (FAO 1985) بیشترین غلظت مجاز منگنز در آب آبیاری را 200 میکرو‌گرم‌بر‌ لیتر بیان کرده است؛ بر اساس این، غلظت منگنز در تمام ایستگاه‌ها در محدودۀ مجاز برای مصرف آبیاری است؛ هرچند غلظت منگنز در تمام ایستگاه‌ها بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (5 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است که مؤید آلودگی آب رودخانه بادآور به این عنصر است.

 

نیکل

در تمام ایستگاه‌ها به‌جز ایستگاه B16، غلظت نیکل زیر حد آشکارسازی دستگاه (1 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است. حضور نیکل در نمونۀ B16 را می‌توان به تخلیۀ رواناب‌های کشاورزی نسبت داد. در ایستگاه B16 ، غلظت نیکل (8/0 میلی‌گرم‌بر‌لیتر) کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای این عنصر در آب آبیاری (200 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است؛ بر‌اساس‌این، تمام نمونه‌های آب رودخانه ازنظر نیکل برای مصارف کشاورزی مناسب هستند. غلظت نیکل در ایستگاه B16 بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (3/0 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است.

 

سرب

غلظت سرب در نمونه‌های ‌مطالعه‌شده از کمتر از حد آشکارسازی دستگاه (1 میکروگرم‌برلیتر) تا 6/40 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر در ایستگاه B19 (محل تخلیۀ پساب‌های خانگی و رواناب‌های کشاورزی) متغیر است. کاربرد کودها، آفت‌کش‌ها و تخلیۀ پساب‌های شهری از منابع انسان‌زاد سرب هستند (Selinus 2005). طبق استاندارد فائو (FAO 1985)، حداکثر غلظت مجاز سرب در آب آبیاری 5 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر است؛ بر اساس این، غلظت سرب در تمام نمونه‌های آب رودخانه به‌جز نمونه‌های B5، B7، B8، B11 و B14 بیشتر از حد مجاز آن در آب آبیاری است. غلظت سرب در اکثر ایستگاه‌ها بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (3 میکرو‌گرم‌بر‌‌لیتر) است که نشان‌دهندۀ آلودگی آب رودخانۀ بادآور به عنصر سرب است.

 

سلنیم

غلظت سلنیم در نمونه‌های آب رودخانۀ بادآور از کمتر از حد آشکارسازی دستگاه (1 میکروگرم‌بر‌لیتر) تا 6/8 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر در ایستگاه B8 (محل رها‌شدن زباله‌ها و ورود فاضلاب خانگی) متغیر است. بر اساس استاندارد فائو (FAO 1985)، حداکثر غلظت سلنیم در آب آبیاری 20 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر است؛ بنابراین، غلظت سلنیم در تمام ایستگاه‌ها کمتر از حد مجاز برای آب آبیاری است. غلظت سلنیم در ایستگاه‌هایی که این عنصر تشخیص داده شده ‏است، بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (2/0 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است که نشان‌دهندۀ آلودگی آب رودخانۀ بادآور به عنصر سلنیم است.

 

روی

غلظت روی در نمونه‌های مطالعه‌شده از حداقل 8/12 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر در ایستگاه B15 تا حداکثر 8/29 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر در ایستگاه B5 (محل ورود فاضلاب مرکز پرورش ماهی) متغیر است. غلظت روی در تمام نمونه‌های ‌مطالعه‌شده کمتر از استاندارد فائو (FAO 1985) برای آب آبیاری (2000 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است؛ بنابراین، تمام نمونه‌های ‌مطالعه‌شده ازنظر غلظت روی برای آبیاری مناسب هستند. غلظت روی در تمام ایستگاه‌ها بیشتر از میانگین غلظت این عنصر در آب‌های شیرین (5 میکرو‌گرم‌بر‌لیتر) است که نشان‌دهندۀ افزایش غلظت روی در اثر عوامل انسان‌زاد در آب رودخانۀ بادآور است.

 

تعیین کیفیت آب ازنظر آلاینده‌های میکروبی

در جدول 7، نتایج محاسبۀ MPN و مقایسۀ آنها با استاندارد سازمان حفاظت محیط زیست ایالات متحده برای آب آبیاری آورده شده است. بر اساس نتایج آنالیز میکروبی آب و پس‌از مقایسه با استاندارد EPA برای مصارف کشاورزی، آب رودخانه در ایستگاه‌های B14 و B17 آلوده است. آلودگی میکروبی آب معمولاً در اثر تخلیۀ فاضلاب‌های خانگی رخ می‌دهد.

 

جدول7- نتایج آزمایش‌های میکروبی آب رودخانۀ بادآور

نمونه‌ها

تعداد لوله‌های مثبت از کل 5 لوله

MPN/100 mL

B3

2

42

B6

3

92

B11

2

42

B14

5

227

B17

4

227

حد مجاز EPA برای کل کلی‌فرم در آب آبیاری (تعداد در 100 میلی‌لیتر)

200

 

ارزیابی کیفیت رسوبات بستر رودخانۀ بادآور

بررسی ویژگی‌های فیزیکی- شیمیایی رسوبات

در سامانه‌های آبی، ویژگی‌های فیزیکی- شیمیایی رسوبات نقش درخور توجهی در تغییر غلظت عناصر ایفا می‌کنند. جذب به‌واسطۀ بخش دانه‌ریز رسوبات و اکسید و هیدروکسید‌های آهن و منگنز، تشکیل کمپلکس عناصر با مواد آلی و معدنی و رسوب آنها به‌شکل فاز جدید ازجمله فرایند‌های مختلف تجمع عناصر بالقوه سمی در سیستم‌های آبی هستند (Forghani et al. 2011)؛ سایر ویژگی‌های فیزیکوشیمیایی رسوبات ازجمله pH، ظرفیت تبادل کاتیونی و مقدار کربنات نیز تأثیر زیادی در تجمع عناصر در سیستم‌های آبی دارند (Duodu et al. 2017). pH نمونه‌های رسوب بین 7/7 تا 5/8 متغیر است که از طبیعت کربناتۀ منطقه ناشی می‌شود. درصد مادۀ آلی در نمونه‌های رسوب بین 8/7 درصد (نمونۀ برداشت‌شده از ایستگاه B14) و 7/14 درصد (نمونۀ برداشت‌شده از ایستگاه B3، محل ورود فضولات حیوانی و رواناب کشاورزی) در تغییر است. درصد زیاد مادۀ آلی نمونه‌ها به حضور نسبتاً زیاد مواد آلی حاصل از زمین‌های زراعی، رواناب‌های کشاورزی و پسماندهای خانگی مربوط است. برخی عناصر پیوندی قوی با مادۀ آلی برقرار می‌کنند و بنابراین، مقدار مادۀ آلی رسوب می‌تواند بر تمرکز فلزات در رسوبات بستر رودخانه تأثیر بگذارد (Al-Hejuje et al. 2018). مقدار کربنات در رسوبات رودخانه بین 26 تا 5/45 درصد تغییر می‌کند که نشان‌دهندۀ نقش احتمالی کربنات در نگهداشت فلزات در رسوبات بستر است. زیادبودن درصد کربنات نمونه‌ها، pH خنثی تا قلیایی آن را توجیه می‌کند؛ علاوه‌بر‌این، میزان pH تحت‌تأثیر مواد آلی قرار می‌گیرد؛ به‌گونه‌ای‌که با افزایش مواد آلی، مقدار گاز دی‌اکسیدکربن حاصل از تجزیۀ آن نیز افزایش می‌یابد؛ با افزایش گاز دی‌اکسید‌کربن، کربنیک‌اسید بیشتری حاصل می‌شود که باعث کاهش pH می‌شود. مقدار ظرفیت تبادل کاتیونی نمونه‌های رسوب بین 4/37 تا 3/77 میلی‌اکی‌والان در 100 گرم تغییر می‌کند. بر اساس رده‌بندی متسون (Metson 1956)، مقدار CEC رسوبات رودخانۀ بادآور در ردۀ ظرفیت تبادل کاتیونی زیاد تا بسیار زیاد قرار می‌گیرند.

 

ارزیابی غلظت عناصر بالقوه سمی در رسوبات بستر رودخانۀ بادآور

در شکل 8، نمودار ستونی غلظت عناصر مطالعه‌شده در ایستگاه‌های مختلف نمونه‌برداری در مقایسه با رسوبات جهانی میانگین ارائه شده است. اگرچه برخی فلزات سنگین مانند آهن، منگنز، کبالت، مس و روی ریزمغذی‌های ضروری برای حیوانات و گیاهان هستند، مقادیر زیاد آنها خطرناک است و آثار نامطلوبی بر سلامت موجودات زنده دارد (Moore et al. 2009). در مطالعۀ حاضر به‌منظور ارزیابی خطر زیست‌محیطی بالقوۀ این فلزات، نتایج به‌دست‌آمده با دستورعمل‌های کیفی رسوب (SQGs) که مک‌‌‌دونالد و همکاران (MacDonald et al. 2000) تعریف کرده‌اند، مقایسه شد. مقادیر SQGs شامل دو شاخص غلظت آستانۀ اثر (Threshold Effect Concentration, TEC) و غلظت احتمالی اثر (Probable Effect Concentration, PEC) است و مبنای مطمئنی برای ارزیابی شرایط کیفیت رسوب در اکوسیستم‌های آبی ارائه می‌دهد؛ TEC غلظت‌هایی را نشان می‌دهد که کمتر از آنها، احتمال مشاهدۀ آثار مضر برای آبزیان وجود ندارد و PEC غلظت‌هایی را نشان می‌دهد که بیشتر از آنها، احتمال مشاهدۀ آثار جانبی آلاینده‌ها روی آبزیان وجود دارد (Forghani et al. 2011; Xu et al. 2017). مقایسۀ غلظت عناصر بالقوه سمی با مقادیر TEC و PEC (جدول 8) نشان می‌دهد غلظت مس در سه ایستگاه آخر (B11،B14  وB17 ) بیش از مقدار TEC و کمتر از مقدار PEC برای این عنصر در تمام ایستگاه‌هاست. غلظت سرب و روی نیز به‌جزء در ایستگاه B11 که بیشتر از میزان TEC است، در تمام ایستگاه‌ها کمتر از مقادیر TEC و PEC است. غلظت کادمیم و آرسنیک در تمام ایستگاه‌ها کمتر از مقادیر TEC و PEC است؛ این در حالیست که غلظت کروم و نیکل در تمام ایستگاه‌ها بیشتر از مقادیر TEC و PEC است. تفسیرهای یادشده نشان می‌دهند زیستگاه رودخانۀ بادآور ممکن است در معرض خطر آلودگی با نیکل، کروم و مس باشد. به‌منظور ارزیابی میزان آلودگی رسوبات رودخانۀ بادآور به عناصر بالقوه سمی، شاخص زمین‌انباشت مولر (Igeo; Muller 1969)، ضریب غنی‌شدگی ساترلند (EF; Suterland 2000)، ضریب آلودگی هاکنسون (CF, Hakanson 1980) و درجه آلودگی اصلاح‌شدۀ آبراهیم و آرکر (mCd; Abrahim and Arker 2008) استفاده شد. این ضرایب با استفاده از روابط 6 تا 9 محاسبه می‌شوند:

رابطۀ 6      

رابطۀ 7        

 

شکل 8- تغییرات غلظت عناصر بالقوه سمی در رسوبات رودخانۀ بادآور

 

جدول 8 - غلظت عناصر (میلی‌گرم‌برکیلوگرم) در نمونه‌های رسوب مطالعه‌شده و مقادیر این عناصر در رسوبات جهانی میانگین

Sc

U

As

Co

Cu

Mn

Ni

Zn

Cr

Cd

Pb

ایستگاه

3/9

9/9

3

13

30

596

72

61

132

30/0

15

B3

7/8

9/6

2/3

13

29

706

67

55

129

26/0

11

B6

7/7

8/7

9/2

12

81

411

68

158

129

32/0

38

B11

3/11

7/8

5/3

15

73

821

74

80

163

32/0

17

B14

10/0

1/10

6/2

15

38

1337

84

61

199

26/0

22

B17

10

1/3

7/7

14

33

770

52

95

72

17/0

19

غلظت در رسوبات جهانی میانگین1

-

-

79/9

-

6/31

-

7/22

121

4/34

99/0

8/35

غلظت آستانۀ اثر2

-

-

33

-

149

-

6/48

9/45

111

98/4

128

غلظت احتمالی اثر2

1 Bowen (1979)

2 MacDonald et al. (2000)

 

 

رابطۀ 8     

رابطۀ 9       

در این روابط، Cn وBn  به‌ترتیب نشان‌دهندۀ غلظت عنصر در نمونۀ رسوب و نمونۀ زمینه و Cr غلظت عنصر مرجع (اسکاندیم) است. از ترکیب رسوبات میانگین (Bowen 1979) برای مادۀ مرجع در محاسبۀ ضریب زمین‌انباشت، ضریب غنی‌‌شدگی و درجۀ آلودگی استفاده شد. نتایج محاسبۀ شاخص زمین‌انباشت نشان می‌دهند تمام نمونه‌های مطالعه‌شده نسبت به عناصر Cd و Cr در ردۀ غیرآلوده تا آلودگی متوسط و ازنظر Co و As در ردۀ کاملاً غیرآلوده قرار می‌گیرند. نمونۀ B11 نسبت به عناصر سرب، روی و مس و نمونۀ B17 نسبت به عناصر نیکل و منگنز در ردۀ غیرآلوده تا آلودگی متوسط و سایر نمونه‌ها (به‌جز نمونۀ B14 که نسبت به مس در ردۀ غیرآلوده تا آلودگی متوسط قرار می‌گیرد) نسبت به این عناصر در ردۀ کاملاً غیرآلوده قرار می‌گیرند. ساترلند (Sutherland 2000) ضریب غنی‌شدگی (EF) را به پنج گروه تقسیم کرده است: 2> EF(غنی‌شدگی اندک)، 5>EF>2 (غنی‌شدگی متوسط)، 20>EF>5 (غنی‌شدگی درخورتوجه)، 40>EF>20 (غنی‌شدگی زیاد)، 40 نشان‌دهندۀ منبع انسان‌زاد عناصر در رسوبات است (Eby 2004). بر اساس این و باتوجه‌به شکل 9، منشأ آلودگی کادمیم، سرب و کروم در تمام نمونه‌ها و منشأ روی، مس، منگنز و نیکل در برخی نمونه‌ها انسان‌زاد است؛ همچنین کبالت و آرسنیک منشأ طبیعی دارند. محاسبه‌های انجام‌شده نشان می‌دهند رسوبات نسبت به Cd، Cr و Ni در تمام ایستگاه‌ها دارای ضریب آلودگی متوسط هستند. نمونه‌های B3،B6 ،B11  نسبت به Mn و Co ضریب آلودگی کم و نمونه‌های B14 و B17 نسبت به این عناصر ضریب آلودگی متوسط را نشان می‌دهند. Zn در ایستگاه B11، Pb در ایستگاه‌های B11 و B17 دارای ضریب آلودگی متوسط و در سایر ایستگاه‌ها دارای ضریب آلودگی کم هستند. Cu در ایستگاه‌های B3 و B6 دارای ضریب آلودگی کم و در سایر ایستگاه‌ها دارای آلودگی متوسط است و As در تمام نمونه‌ها ضریب آلودگی کم را نشان می‌دهد. کیفیت رسوب بر مبنای درجۀ آلودگی (mCd) به‌استثنای ایستگاه B6 (درجۀ آلودگی درخور توجه)، در تمام ایستگاه‌ها در ردۀ با درجۀ آلودگی بسیار زیاد قرار می‌گیرد.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

شکل 9- ضریب غنی‌شدگی عناصر بالقوه سمی در رسوبات بستر رودخانۀ بادآور

 

 

نتیجه

نتایج پژوهش حاضر نشان می‌دهند کیفیت آب و رسوبات سطحی رودخانۀ بادآور تحت‌تأثیر عوامل طبیعی و انسان‌زاد قرار دارد. مهم‏ترین عوامل طبیعی مؤثر بر کیفیت آب رودخانه عبارتند از: انحلال کانی‏های هالیت، ژیپس، انیدریت، ته‏نشست کانی‏های کلسیت، آراگونیت، دولومیت و فرایند تبادل یونی. تخلیۀ فاضلاب‌های شهری و پساب‌های کشاورزی از مهم‏ترین منابع انسانی آلودگی آب رودخانه (به‌ویژه برای یون فسفات و برخی فلزات سمی مانند سرب، کادمیم، کروم، مس، منگنز و روی) است. به‌طورکلی، کیفیت آب رودخانۀ بادآور ازنظر غلظت یون‌های اصلی و نیز شاخص‌های فیزیکی- شیمیایی (pH و هدایت الکتریکی) برای مصارف آبیاری مناسب است، اما باید به‌طور ویژه به آلودگی میکروبی آب رودخانۀ بادآور و همچنین زیادبودن غلظت عناصر سمی مانند سرب در نمونه‌های آب رودخانه در محدودۀ شهری توجه کرد؛ زیرا این عناصر پس‌از ورود به زنجیرۀ غذایی می‌توانند آثار جبران‌ناپذیری بر سلامت انسان داشته باشند. آلودگی رسوبات بستر رودخانۀ بادآور به عناصر کادمیم، سرب، کروم، روی، مس، منگنز و نیکل نشان می‌دهد زیستگاه این رودخانه در معرض تهدید قرار دارد. محاسبۀ ضرایب ژئوشیمیایی نشان‌دهندۀ منشأ عمدتاً انسان‌زاد برای سرب، کادمیم و کروم در تمام نمونه‏ها و برای روی، مس، منگنز و نیکل در نمونه‏های رسوب برداشت‌شده از محدودۀ شهر است. نتایج پژوهش حاضر بر لزوم مدیریت تخلیۀ فاضلاب‌های شهری و پساب‌های کشاورزی به رودخانۀ بادآور تأکید می کند.

 

سپاسگزاری

نویسندگان مقاله مراتب سپاس خود را از معاونت محترم پژوهشی دانشگاه صنعتی شاهرود برای فراهم‌کردن امکانات انجام پژوهش حاضر ابراز می‌کنند. همچنین از هیات تحریریه نشریه و داوران محترم قدردانی می شود.

Abrahim G. M. S. and Arker R. J. 2008. Assessment of heavy metal enrichment factors and the degree of contamination in marine sediments from Tamaki Estuary, Auckland, New Zealand. Environtal Monitoring and Assessment, 136: 227-238.

Al-Hejuje M. M. Al-Saad H. T. and Hussain N. A. 2018. Application of geo-accumulation index (I-geo) for assessment the sediments contamination with heavy metals at Shatt Al-Arab River-Iraq. Journal of Scientific and Engineering Research, 5: 342-351.

Bhuyan Md. S. Abu Bakarb M. Akhtara A. Hossainc M. B. Alid M. M. and Islama Md. Sh. 2017. Heavy metal contamination in surface water and sediment of the Meghna River, Bangladesh. Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management, 8: 273–279.

Bowen H. J. M. 1979. Environmental Chemistry of the Elements. Academic Press 333p.

Chidya R. C. G. Sajidu S. M. I. Mwatseteza J. F. and Masamba W. R. L. 2011. Evaluation and assessment of water quality in Likangala River and its catchment area. Physics and Chemistry of the Earth, 36: 865-871.

Das B. K. 2005. Environmental pollution impact on water and sediments of Kumaun lakes, Lesser Himalaya, India: a comparative study. Environmental Geology, 49: 230-239.

Duodu G. O. Goonetilleke A. and Ayoko G. A. 2017. Potential bioavailability assessment, source apportionment and ecological risk of heavy metals in the sediment of Brisbane River stuary, Australia. Marine Pollution Bulletin, 117: 523-531.

Eby G. N. 2004. Principles of Enviromental Geochemistry, THOMSON, 571 p.

FAO 1985. Water quality for agriculture. Food and Agriculture organization, Rome, Italy, 174p.

Forghani G. Moore F. and Qishlsqi A. 2011. The Concentration and artitioning of Heavy Metals in Surface Sediments of the Maharlu Lake, SW Iran. Soil and Sediment Contamination: An International Journal, 21: 872–888.

Hakanson L. 1980. An ecological risk index for aquatic ollution control. A sedimentological aroach. Wa Horton R. K. 1965. An index number system for rating water quality. Journal of the Water Pollution Control Federation, 37: 300–306.  

Horton R. K. 1956. An index number system for rating water quality. Journal of Water Pollution. Control Federation, 37: 300–306.

Hounslow A.W. 1995. Water quality data: Analysis and interpretation, CRC-Press, 1st editation, 416 P.

Kabata-Pendias A. and Mukherjee A. B. 2007. Trace elements from soil to human. Springer Science & Business Media 550p.

Kumar K. S. Logeshkumaran A. Magesh N. S. Godson S. and Chandrasekar N. 2015. Hydro-geochemistry and application of water quality index (WQI) for groundwater quality assessment, Anna Nagar, part of Chennai City, Tamil Nadu, India. Applied Water Sciences, 5: 335–343.

Lang Y. Liu C. Zhao Zh. Li S. and Han G. 2006. Geochemistry of surface and ground water in Guiyang, China: Water/rock interaction and pollution in a karst hydrological system. Applied Geochemistry, 2: 887-903.

Lorite-Herrera M. and Jimenez-Espinosa R. 2008. Impact of agricultural activity and geologic controls on groundwater quality of the alluvial aquifer of the Guadalquivir River (province of Jaen, Spain): a case study. Environmental Geology, 54: 1391-1402.

MacDonald D. D. Ingersoll C. G. and Berger T. A. 2000. Develoment and Evaluation of Consensus-Based Sediment Quality Guidelines for Freshwater Ecosystems. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 14: 39. 20–31.

Mahdavi M.A. 1:100000 map of Nahavand Sheet. Geological Survey and Mineral Exploration of Iran.

Malvandi H. 2017. Preliminary evaluation of heavy metal contamination in the Zarrin-Gol River sediments, Iran. Marine Pollution Bulletin, 117: 547–553.

Markert B. 1994. Inorganic chemical fingerprinting of the environment; reference freshwater, a useful tool for comparison and harmonization of analytical data in freshwater chemistry. Fresenius' Journal of Analytical Chemistry, 349: 697-702.

Metson A. J. 1956. Methods of chemical analysis for soil survey samples. New Zealand Department of Scientific and Industrial Research Soil Bureau, 12: 165-175.

Moore F. Forghani G. and Qishlsqi A. 2009. Assessment of heavy metal contamination in water and surface sediments of the maharlu saline lake, SW Iran. Iranian Journal of Science & Technology, Transaction A, 33: No. A1, PP. 43-55.

Müller G. 1969. Index of geoaccumulation in the sediments of the Rhine River. Geojournal, 2, 108-118.

Nazari H. and Shahidi A. 1997. 1:100000 map of Harsin Sheet. Geological Survey and Mineral Exploration of Iran.

Nelson D. W. and Sommers L. E. 1996. Total Carbon, Organic Carbon, and Organic Matter. Soil Science Society of America and American Society of Agronomy, 677 S. Segoe Rd., Madison, WI 53711, USA. Methods of Soil Analysis. Part 3. Chemical Methods-SSSA Book Series no. 5.

Ravikumar P. and Somashekar R. K. 2011. A geochemical assessment of coastal groundwater quality in the Varahi river basin, Udupi District, Karnataka State, India, Arabian Journal of Geosciences, 30: 51-74.

Selinus O. 2005. Essentials of Medical Geology, Springer Science+Business Media.

Shafie N. A. Aris A.Z. and Haris H. 2014. Geoaccumulation and distribution of heavy metals in the urban river sediment. International Journal of Sediment Research, 29: 368-377.

Suthar S. Nema A. K. Chabukdhara M. and Gupta S.K. 2009. Assessment of metals in water and sediments of Hindon River, India: Impact of industrial and urban discharges. Journal of Hazardous Materials, 171: 1088-1095.

Sundaray S. K. Nayak B. B. and Bhatta D. 2009. Environmental studies on river water quality with reference to suitability for agricultural purposes: Mahanadi river estuarine system, India – a case study. Environmental Monitoring and Assessment, 155: 227-243.

Sutherland R.A. 2000. Bed sediment-associated trace metals in an urban stream, Oahu, Hawaii. Environmental Geology, 39: 611-627.

US EPA 1998 Test methods for evaluating solid waste. Method 9081A, Washington, D.C.

USEPA 1998. Test Methods for Evaluating Soild Waste, Method 9045D EPA, Washington, D.C.

Vasanthavigar M. Srinivasamoorthy K. Vijayaragavan K. Rajiv Ganthi R. Chidambaram S. Anandhan P. Manivannan R. and Vasudevan S. 2010. Application of water quality index for groundwater quality assessment: Thirumanimuttar sub-basin, Tamilnadu, India. Environtal Monitoring and Assessment, 171: 595–609.

WHO 2011. Guidelines for drinking-water quality, Third Edition, Volume 1: Recommendations.

Xu F. Liu Z. Cao Y. Qio L. Feng J. Xu F. and Tian X. 2017. Assessment of heavy metal contamination in urban river sediments of the Jiaozhou Bay catchment, Qingdao, China. Catena, 150: 9–16.

Zhang B. Song X. Zhang Y. Han D. Tang Ch. Yu Y. and Ma Y. 2012. Hydrochemical characteristics and water quality assessment of surface water and groundwater in Songnen plain, Northeast China. Water Research, 46: 2737-2748.

Zhang Zh. Tao F. Du J. Shi P. Yu D. Meng Y. and Sun Y. 2010. Surface water quality and its control in a river with intensive human impacts-a case study of the Xiangjiang River, China. Journal of Environmental Management, 91: 2483-2490.