نوع مقاله : مقاله پژوهشی
نویسندگان
1 دانشکده علوم زمین؛ دانشگاه صنعتی شاهرود، شاهرود، ایران
2 پژوهشکده اکولوژی خلیج‌فارس و دریای عمان، بندرعباس، ایران
چکیده
کلیدواژه‌ها
موضوعات
عنوان مقاله [English]
نویسندگان [English]
Abstract
In order to evaluate the contamination degree of sediments in Tiab mangroves (Hormozgan province) in terms of Total Petroleum Hydrocarbons (TPH) and heavy metals concentration, 16 sediment samples were collected from the study area. In addition to TPH and metal concentrations, physicochemical properties of sediments such as grain size, pH, total organic matter and organic carbon were measured using the standard methods. The concentrations of heavy metals and concentration of total petroleum hydrocarbons was determined. Petroleum hydrocarbons in sediments narrowly varied from 0.36 to 4.89 (µg/g). The highest TPHs concentrations are found in sediments from Tiab and Kolahi berth probably due to inputs from coastal anthropogenic activities. Using sediment quality guidelines and the contamination factor, it was found that there is no adverse biological effect in terms of TPH concentration. It was also revealed that metal concentrations in sediments ranged from 163 mg/kg for Ni to 8 mg/kg for Pb and their mean concentrations are all higher than the corresponding concentrations in the Persian Gulf sediments. Calculated enrichment factor showed that all metals (except for Ni) have low contamination level. However, the overall ecological risk is found to be moderate (78.14) for all studied metals. The results of cluster and correlation analyses showed that most metals (Pb, Zn, Cr) are originated from natural source while total petroleum hydrocarbons alongside Ni and V were most likely derived from anthropogenic sources.
Introduction
Mangrove forests are of tidal ecosystems situated in tropical and subtropical coastal regions. Mangrove systems serves habitat and nursery area for many aquatic flora and fauna and play a vital role in protection of coastal lines (Vane et al. 2009). At the same time, theses ecosystems are one of the most vulnerable ecosystems in terms of environmental contamination. Because of their fine-grained texture and anaerobic conditions, mangrove sediments can accumulate contaminants at higher levels (Tam et al. 2005). Total petroleum hydrocarbons (TPHs) and heavy metals are of the most hazardous contaminants which may find their pathways into the mangrove ecosystems through a vast variety of anthropogenic or natural sources (Ebrahimi-Sirizi and Riyahi Bakhtiyari 2013; Dadashi et al. 2018).
The Tiab and Kolahi mangrove forests are located in the east of Bandar Abbas and in the north of Hormuz Khors at longitude of 56, 47 E and altitude of 27, 7 N. The data concerning the environmental and ecological status of these mangroves are very limited. The present study was initiated to evaluate the contamination level of TPHs and heavy metals in the bottom sediments of these mangrove ecosystems.
Material and Methods
Sixteen bottom sediment samples (10-20 cm in depth) were randomly collected from Tiab and Kolahi mangroves communities using a PONAR grab sampler. At each station, three replicate samples were taken and then mixed together to obtain a composite sample (MOOPAM 2010). Some major physicochemical properties (total organic matter, organic content, pH and grain size distribution) along with total hydrocarbons and heavy metal concentrations were determined using standard methods. TPHs and heavy metal concentrations (Pb, Zn, Cr, Ni, V) in sediment samples were quantified using Ultraviolet Fluorescence Spectroscopy (UFS) and Inductively Coupled Plasma-Optical Emission Spectrometry (ICP-OES), respectively. To assess the contamination level of TPHs and heavy metals in sediments and their ecological risks, the standard quality guidelines (SQGs), enrichment factor and ecological risk index (RI) were calculated.
Discussion of Results & Conclusions
Based on the obtained results, clay and silt contents of sediment samples varied from 14.93 to 56.82 % and 2.80 to 21.73 %, respectively. The proportion of fine grain fractions (silt + clay) were found to increase in the mangrove sediments (stations No. 9, 10, and 11) because of the low energy waves and tree-rooted stands within the mangrove community. Sediment pH showed a narrow range from 8.24 to 8.80, indicating alkaline conditions. The organic carbon content in the sediments varied from 0.22 to 0.85. The distribution pattern of OC content in is similar to that of the fine-grained content. The total organic meter content the studied sediments ranged from 2.82 to 6.84%, with the highest level at the stations (1, 2, 4, 5, 8, 9, 10, 11 and 15) where fishing and fetching piers are located.
TPH concentration in the studied sediments varied from 0.36 µg/g at station 9 to 4.89 µg/g at the station 1. The spatial distribution pattern showed that TPH level in the sediments increased at the stations (1, 20, 15, 16) near the pier and fishing facilities along the Kolahi shoreline. This implies that TPH in the sediments is partly derived from the anthropogenic sources. However, comparing with SQGs and based on the calculated contamination factors, the sediments did not pose any adverse effect in terms of TPH concentration.
The average concentration of heavy metals measured in this study as follows: 8.68 mg/kg (Pb), 147.81 mg/kg (Ni), 85.87 mg/kg (V), 58.81 mg/kg (Zn) and 122.56 mg/kg (Cr). Nickel concentration is the highest in stations no. 5, 6 and 7 near the fishery piers and its level at all sampling sites is generally higher than the corresponding concentration in the Persian Gulf sediments (Karbassi 2001). Ni is major component of petroleum-based materials and may enter into the mangrove sediments through discharge of oil from fetching fuel boat and lodges across the mangrove stand (de Mora et al. 2004; Alomary and Belhadj 2007; Usman et al. 2013). Vanadium have a narrow range of concentration, however, its content is shown to be increased at the stations (1, 3, 4, 5, 7, 8 and 14) near the fishery piers. Lead, zinc and chromium in sediments also showed a high level in the mangrove sediments although their concentrations have low variability in comparison with other studied metals. Based on calculated enrichment factors, Ni and V are characterized by low enrichment, suggesting that these metals were mostly likely derived from anthropogenic sources. According to the results of ecological risk calculations, Tiab mangrove sediments have low ecological risk with respect to Pb, Zn, Cr and V while Ni is found to have a moderate ecological risks in the studied sediments. The overall potential ecological risk is predicated to be moderate in terms of all studied metals in sediments.
The results of Pearson correlation analysis showed that there are significantly positive correlation between TOM content in sediments and percentage of fine grain fractions (silt+ clay). Positive correlation (at significance level of 0.05) were also observed among pairs of Cr-Pb, Ni-V and Pb-Zn, implying that these metals are of the same or similar sources. TPH concentration is significantly correlated with Ni and V and sediment pH does not show any significant correlation with the other variables probably due to its narrow range. To get a better insight on statistical relationships and to apportion the possible sources of contaminants in the sediments, cluster analysis was performed. The dendogram revealed the two following uncorrelated clusters: Cluster I consists of Pb, Zn, Cr alongside SC (silt + clay), TOM and OC contents, suggesting their variations may be controlled by the same and geogenic source and Cluster II includes V, Ni and TPHs which can be attributed to anthropogenic sources in the study area.
This study concludes that although the contamination and ecological risk of TPHs and heavy metals in the Tiab mangrove sediments are currently low, extensive anthropogenic developments in adjacent coastal area can accelerate the contamination rate of the sediments in coming years. Therefore, it is imperative to take predicative actions such as restriction of fuel fetching activities and preventing discharge of wastewater and effluents from residential settlements, shrimp breeding ponds and fishery piers near the shoreline.
کلیدواژه‌ها [English]
مقدمه
جنگل‌های حرا یا مانگروها، اکوسیستم‌های جزر‌و‌مدی‌اند که در مناطق گرمسیری و نیمه‌گرمسیری، در طول خط ساحلی رشد کرده‌اند و با خشکی و دریا مرتبط شده‌اند (Vane et al. 2009)؛ این اکوسیستم‌ها، زیستگاه‌های مناسبی برای انواع موجودات دریایی به شمار می‌آیند، نقش مهمی در حفاظت از سواحل ایفا می‌کنند و یکی از حساس‌ترین محیط‌ها نسبت به انواع آلاینده‌های زیست‌محیطی‌اند. رسوبات نهشته‌شده در مانگروها به‌علت دانه‌ریز‌بودن، ویژگی‌های جذبی زیاد و همچنین دوربودن از جریان‌های ساحلی می‌توانند آلاینده‌های آلی و غیرآلی را تا مقادیر بسیار زیاد در خود متمرکز کنند که این امر برای موجودات زندۀ ساکن این اکوسیستم‌ها خطرآفرین است (Tam et al. 2005). هیدروکربن‌های نفتی کل (Total Petroleum Hydrocarbons (TPHs))، یکی از مهم‌ترین آلاینده‌های زیست‌محیطی جنگل‌های حرا، عمدتاً از منابع نقطه‌ای (Point sources) یا منابع غیرنقطه‌ای (Non-point sources) مانند نواحی شهری، نشت نفت، تردد شناورهای دریایی و فعالیت‌های دریایی و صنعتی منشأ می‌گیرند و به‌طور مستقیم یا غیرمستقیم و در حجم‌های کم و زیاد وارد این اکوسیستم‌ها می‌شوند (Ebrahimi-Sirizi and Riyahi Bakhtiyari 2013). شرایط بی‌هوازی بستر این جنگل‌ها باعث می‌شود نفت واردشده به آنها تا مدت طولانی بدون تغییر بماند و این امر سبب به‌خطر‌افتادن حیات موجودات زندۀ ساکن در این اکوسیستم‌ها می‌شود (Dadashi et al. 2018). فلزات سنگین یکی دیگر از آلاینده‌های زیست‌محیطی مهم و از اجزای اصلی محیط‌های آبی‌اند که درنتیجۀ فعالیت‌های طبیعی (هوازدگی و فرسایش سازندهای زمینشناختی) یا انسان‌زاد (تخلیۀ پساب‌های صنعتی، پساب صنایع وابسته به کشاورزی، فاضلاب‌های تصفیه‌نشدۀ شهری، مواد شیمیایی و نشت نفت) وارد این محیط‌ها می‌شوند؛ عموماً آلودگی فلزات سنگین در جنگل‌های حرا از فعالیت‌های انسان‌زاد ناشی می‌شود (Usman et al. 2013) و این آلاینده‌ها می‌توانند با ورود به زنجیرۀ غذایی موجودات دریایی، سلامتی آنها را به خطر اندازند.
جنگل‌های حرا در ایران عمدتاً در شمال خلیج فارس و دریای عمان و در هر سه استان ساحلی جنوب ایران (هرمزگان، بوشهر و سیستان‌و‌بلوچستان) گسترش دارند. تخمین زده شده است حدود 37/93 کیلومترمربع از خط ساحلی ایران در خلیج‌فارس را جنگل‌های حرا پوشانده‌اند (Zahed et al. 2010). استان هرمزگان به‌تنهایی بیش از 1170 هکتار از جنگل‌های حرا را دارد که در مناطق تیاب، سیرک، جاسک، جزیره قشم و بندر خمیر گسترش دارند. گونۀ غالب گیاهی در این جنگل‌ها Avicenna marina است که نقش مهمی در تثبیت رسوبات و کنترل شوری آب دارد. متأسفانه سطح این جنگل‌ها طی سال‌های اخیر به‌شدت کاهش یافته است (Zahed et al. 2010)؛ این اکوسیستم‌های حساس در نقاط مختلف خلیج فارس در معرض انواع آلودگی‌های شیمیایی قرار دارند. تاکنون مطالعه‌های متعددی ازنظر آلودگی‌های زیست‌محیطی دربارۀ جنگل‌های حرای منطقۀ خلیج فارس انجام شده‌اند؛ برای نمونه، قاسمی و همکاران (Ghasemi et al. 2018) با مطالعۀ رسوبات بستر جنگل‌های حرا در خلیج آزینی (استان هرمزگان) نشان داده‌اند این رسوبات ازنظر بیشتر فلزات، ریسک اکولوژیکی متوسط دارند. محبی نوذر و همکاران (Mohebbi-Nozar et al. 2015) نیز با مطالعۀ غلظت هیدروکربن‌های کل در رسوبات مانگرو شمال خلیج فارس نشان داده‌اند غلظت این آلاینده‌ها در شرایط فعلی کمتر از استاندارهای ریسک اکولوژیکی است؛ هرچند توسعۀ فعالیت‌های انسان‌زاد می‌تواند سبب افزایش غلظت این آلاینده‌ها در سال‌های آتی شود.
منطقۀ حفاظت‌شدۀ حرای تیاب در غرب دهستان تیاب و شرق شهر بندرعباس قرار دارد و حدود 45000 هکتار از این منطقه در سال 1354 (1975 میلادی) در کنوانسیون رامسر به‌عنوان تالاب بین‌المللی ثبت شد. این منطقه از نظر جغرافیایی در موقعیت 27 درجه و 7 دقیقۀ عرض شمالی و 56 درجه و 47 دقیقۀ طول شرقی و در ساحل شمالی خورهای هرمز قرار دارد. این جنگل‌ها به‌علت نزدیکی به مناطق مسکونی، اسکله‌های صیادی، مجتمع‌های پرورش میگو، بارانداز برای تخلیه و بارگیری لنج‌ها و همچنین تردد زیاد قایق‌های صیادی و حمل سوخت در معرض آلودگی‌های مختلف ازجمله آلودگی‌های نفتی و فلزی قرار دارند. تاکنون مطالعه‌ای دربارۀ میزان آلودگی رسوبات جنگل‌های حرای این منطقه انجام نشده است؛ ازاین‌رو هدف پژوهش حاضر، بررسی وضعیت رسوبات جنگل‌های حرای منطقۀ تیاب ازنظر آلودگی هیدروکربن‌های نفتی کل و فلزات سنگین و همچنین تخمین خطر اکولوژیکی ناشی از حضور این آلاینده‌ها در رسوبات است.
روش پژوهش
نمونه‌برداری و آماده‌سازی نمونه‌های رسوب
نمونه‌برداری از رسوبات منطقۀ مطالعه‌شده در 16 ایستگاه، در خور تیاب و کلاهی و رویشگاههای حرا به‌طور تصادفی و باتوجهبه نزدیکی به منابع آلودگی احتمالی انجام شد. نمونه‌ها با کمک گرابی از جنس فولاد ضدزنگ (مدل پونار Ponar) و از اعماق 10 تا 20 سانتی‌متری برداشت شدند. در هر ایستگاه، نمونه‌برداری در سه تکرار انجام شد؛ سپس نمونه‌ها باهم ترکیب شدند تا یک نمونۀ معرف به دست آمد. موقعیت ایستگاه‌های نمونه‌برداری در شکل 1 نشان داده شده است. پس‌از برداشت، تمام نمونه‌ها در جعبه‌های حاوی یخ نگهداری و برای انجام مراحل بعدی به آزمایشگاه پژوهشکدۀ اکولوژی خلیج فارس و دریای عمان بندرعباس منتقل شدند. پس‌از انتقال به آزمایشگاه، نمونه‌ها به‌مدت سه شبانه‌روز در محیط آزمایشگاه با دمای حدود 15 درجۀ سانتی‌گراد خشک شدند و پس‌از همگن‌شدن به کمک هاون چینی، بخشی از آنها برای تجزیه‌وتحلیل هیدروکربن‌های نفتی کل و بخشی دیگر برای اندازه‌گیری غلظت فلزات سنگین و تعیین شاخص‌های کیفی رسوب در نظر گرفته شد.
اندازه‌گیری شاخص‌های فیزیکوشیمیایی نمونه‌های رسوب
در پژوهش حاضر، برخی ویژگی‌های فیزیکوشیمیایی رسوبات ازجمله دانه‌بندی، میزان کربن آلی (Organic Carbon (OC))، میزان مادۀ آلی کل (Total Organic Matter (TOM)) و pH نمونه‌ها با روش‌های استاندارد اندازه‌گیری شدند (جدول 1). pH نمونه‌ها طبق استاندارد D 9045 سازمان حفاظت محیط‌زیست آمریکا در نسبت 1/2 (آب به رسوب) و با دستگاهpH متر کالیبره‌شده اندازه‌گیری شد (USEPA 2004). به‌منظور دانه‌بندی نمونه‌های رسوب از روش هیدرومتری (برای ذرات در حد سیلت و رس) و روش الک (برای جداکردن ذرات در حد ماسه) استفاده شد. درصد مواد آلی نمونه‌های رسوب نیز به روش احتراق مرطوب بر مبنای اکسیداسیون مواد آلی به کمک دی‌کرومات‌پتاسیم (K2Cr2O7) در محیط کاملاً اسیدی (H2SO4) تعیین شد. میزان کربن آلی رسوب نیز با تعیین میزان دی‌کرومات مصرف‌نشده در محلول محاسبه شد (MOOPAM 2010).
شکل 1- الف. موقعیت جغرافیایی استان هرمزگان، ب. موقعیت محدودۀ مطالعه‌شده و نقاط نمونه‌برداری از رسوب
تعیین غلظت هیدروکربن‌های نفتی کل و فلزات سنگین در نمونه‌های رسوب
تعیین غلظت هیدروکربن‌های نفتی طبق روش موپام (MOOPAM 2010) و طی دو مرحلۀ استخراج و اندازه‌گیری انجام شد. در مرحلۀ استخراج از دستگاه مایکروویو، حلال‌های هگزان و دی‌کلرومتان به نسبت (50/50) و 20 گرم از وزن خشک نمونه استفاده شد. در مرحلۀ اندازه‌گیری نیز غلظت TPHs با استفاده از دستگاه فلورسانس اشعۀ ماورای بنفش (Ultraviolet Fluorescence Spectroscopy) (با طول موج 310 نانومتر و طول موج انتشار 60 نانومتر) تعیین شد (جدول 2). غلظت فلزات سنگین (وانادیم، نیکل، کروم، سرب و روی) در نمونه‌های رسوب، پس‌از عبور‌دادن نمونه‌ها از الک شمارۀ 230 مش (63 میکرون) به کمک دستگاه (Inductively Coupled Plasma-Optical Emission) ICP-OES در آزمایشگاه شرکت زرآزما اندازه‌گیری شد. در روش تجزیه به کمک دستگاه ICP-OES، ابتدا نمونه‌های رسوب در مخلوطی از سه اسید غلیظ (2ml HCl+4ml HNO3+2ml HF) هضم شدند و سپس نمونۀ هضم‌شده همراه با محلول‌های استاندارد به داخل دستگاه تزریق شد. نتایج اندازه‌گیری شاخص‌های کیفی رسوب، هیدروکربن‌های نفتی کل و همچنین غلظت فلزات سنگین به‌ترتیب در جدول‌های 1، 2 و 3 آورده شده‌اند.
جدول 1- مقادیر میانگین (± درصد خطا) شاخص‌های فیزیکوشیمیایی نمونه‌های رسوب
|
TOM (%) |
OC (%) |
Clay (%) |
Silt (%) |
Sand (%) |
pH |
Stations |
|
67/5±72/0 |
55/0±03/0 |
51/0±13/6 |
03/1±67/46 |
20/47±82/3 |
04/0±15/8 |
1 |
|
01/6±72/0 |
58/0±21/0 |
45/0±20/7 |
46/0±80/56 |
00/36±29/2 |
13/8±01/0 |
2 |
|
97/4±47/0 |
53/0±20/0 |
00/0±80/4 |
00/0±00/38 |
20/57±00/0 |
16/8±01/0 |
3 |
|
42/6±43/0 |
70/0±12/0 |
51/0±13/12 |
51/0±67/34 |
20/53±91/1 |
11/8±01/0 |
4 |
|
35/6±57/0 |
65/0±18/0 |
77/0±80/18 |
28/1±67/34 |
53/46±10/5 |
15/8±02/0 |
5 |
|
20/4±46/0 |
22/0±33/0 |
00/0±40/10 |
03/1±93/14 |
67/74±55/2 |
08/8±04/0 |
6 |
|
56/3±18/0 |
62/0±14/0 |
03/1±73/5 |
08/3±60/37 |
67/56±37/6 |
17/8±05/0 |
7 |
|
02/5±60/0 |
52/0±25/0 |
51/0±07/15 |
03/1±27/36 |
67/48±27/1 |
10/8±05/0 |
8 |
|
40/5±69/0 |
42/0±27/0 |
51/0±73/21 |
28/1±93/46 |
33/31±55/2 |
21/8±08/0 |
9 |
|
09/6±11/0 |
53/0±19/0 |
77/0±80/10 |
33/1±53/62 |
67/26±40/1 |
24/8±10/0 |
10 |
|
23/6±00/1 |
53/0±08/0 |
77/0±80/12 |
00/0±00/66 |
20/21±91/1 |
14/8±11/0 |
11 |
|
40/5±66/0 |
42/0±02/0 |
51/0±74/11 |
77/0±00/26 |
53/62±19/3 |
20/8±05/0 |
12 |
|
76/4±06/1 |
50/0±09/0 |
00/0±80/10 |
51/0±67/32 |
53/56±27/1 |
21/8±14/0 |
13 |
|
82/2±36/1 |
44/0±11/0 |
00/0±80/10 |
51/0±67/20 |
53/68±27/1 |
21/8±10/0 |
14 |
|
39/5±51/0 |
85/0±31/0 |
51/0±47/9 |
44/0±73/55 |
80/34±72/1 |
15/8±05/0 |
15 |
|
55/3±39/0 |
20/0±05/0 |
00/0±80/2 |
85/0±40/26 |
80/70±10/2 |
18/8±03/0 |
16 |
|
11/5 |
52/0 |
68/10 |
78/39 |
53/49 |
16/8 |
میانگین |
جدول 2- مقادیر میانگین و درصد خطای TPH در نمونه‌های رسوب
|
TPH (µg/g) |
Stations |
TPH (µg/g) |
Stations |
|
36/0±23/0 |
9 |
89/4±69/0 |
1 |
|
47/1±22/0 |
10 |
00/3±18/0 |
2 |
|
03/1±05/0 |
11 |
78/1±08/0 |
3 |
|
79/2±10/0 |
12 |
25/1±29/0 |
4 |
|
00/2±06/0 |
13 |
21/1±17/0 |
5 |
|
57/1±17/0 |
14 |
69/1±14/0 |
6 |
|
11/3±41/0 |
15 |
01/1±06/0 |
7 |
|
78/2±52/0 |
16 |
71/1±03/0 |
8 |
|
میانگین |
|
21/0± 98/1 |
|
جدول 3- غلظت فلزات سنگین ± انحراف معیار به همراه اسکاندیم (عنصر مرجع) در رسوبات مطالعه‌شده و مقایسۀ آنها با غلظت فلزات سنگین در رسوبات جهانی و رسوبات خلیج فارس (تمام مقادیر بر حسب میلی‌گرم‌بر کیلوگرم)
|
Stations |
Ni |
V |
Pb |
Zn |
Cr |
Sc |
|
1 |
146±45/0 |
81±03/0 |
9±08/0 |
61±55/0 |
118±14/1 |
01/0±70/11 |
|
2 |
138±45/2 |
74±72/1 |
8±17/0 |
52±70/1 |
112±64/2 |
17/0±00/11 |
|
3 |
133±70/3 |
82±28/0 |
8±17/0 |
51±95/1 |
119±89/0 |
22/0±80/10 |
|
4 |
154±55/1 |
87±53/1 |
8±17/0 |
62±80/0 |
129±61/1 |
23/0±60/12 |
|
5 |
163±80/3 |
85±03/1 |
9±08/0 |
68±30/2 |
127±11/1 |
41/0±30/13 |
|
6 |
159±80/2 |
87±53/1 |
9±08/0 |
62±80/0 |
136±36/3 |
26/0±70/12 |
|
7 |
162±55/3 |
87±53/1 |
9±08/0 |
66±80/1 |
128±36/1 |
38/0±20/13 |
|
8 |
153±30/1 |
80±22/0 |
9±08/0 |
62±80/0 |
122±14/0 |
08/0±00/12 12/0±20/11 |
|
9 |
149±30/0 |
73±97/1 |
9±08/0 |
57±45/0 |
115±89/1 |
|
|
10 |
70/0±145 |
77±97/0 |
8±17/0 |
57±45/0 |
114±14/2 |
17/0±00/11 |
|
11 |
80/0±151 |
77±97/0 |
9±08/0 |
59±05/0 |
118±14/1 |
02/0±60/11 |
|
12 |
30/0±153 |
89±30/2 |
9±08/0 |
61±55/0 |
134±86/2 |
08/0±00/12 |
|
13 |
30/0±149 |
79±47/0 |
9±08/0 |
59±05/0 |
122±14/0 |
02/0±60/11 |
|
14 |
70/2±137 |
83±53/0 |
9±08/0 |
53±45/1 |
127±11/1 |
19/0±90/10 |
|
15 |
30/0±149 |
75±47/0 |
9±08/0 |
63±05/1 |
121±39/0 |
04/0±50/11 |
|
16 |
95/5±124 |
78±72/0 |
8±17/0 |
48±70/2 |
119±89/ |
54/0±50/9 |
|
میانگین (مطالعۀ حاضر) |
81/147 |
87/85 |
68/8 |
81/58 |
56/122 |
66/11 |
|
رسوبات جهانی (Bowen 1979) |
52 |
130 |
19 |
95 |
72 |
|
|
رسوبات خلیج فارس (Karbassi 2001) |
86 |
76 |
5/4 |
69 |
- |
|
|
رسوبات شمال خلیج فارس (عسلویه) (Arfaeinia et al. 2019) |
09/7 |
- |
1347 |
427 |
34 |
|
|
رسوبات حرای خلیج آزینی (Ghasemi et al. 2018) |
- |
- |
29/17 |
71/39 |
- |
|
|
رسوبات سطحی ذخیره‌گاه حرا (Nowrouzi and Pourkhabbaz 2014) |
86/79 |
- |
65/36 |
- |
- |
|
|
رسوبات مانگرو ساحل دریای سرخ (Alzahrani et al. 2018) |
21 |
- |
82/3 |
75/0 |
46 |
|
|
رسوبات مانگرو جزیرۀ هوچی مین ویتنام (Dung et al. 2019) |
60 |
- |
26 |
113 |
124 |
|
ارزیابی شدت آلودگی در رسوبات
در پژوهش حاضر برای ارزیابی شدت و خطر ناشی از آلاینده‌های نفتی از دو شاخص رهنمودهای کیفیت رسوب (Sediment Quality Guidelines (SQGs)) و ضریب آلودگی (Cf) استفاده شد. رهنمودهای استاندارد کیفیت رسوب رابطۀ بین غلظت آلاینده در نمونۀ رسوب و آثار زیستی نامطلوب را نشان می‌دهد و بر اساس مقادیر مشخصی از دامنۀ اثر کم یا حد تأثیر آستانه (Threshold Effect Level (TEL)) و دامنۀ اثر متوسط و یا حد آثار احتمالی (Probable Effect Level (TEL)) تعریف می‌شود. مقادیر TPH کمتر از 10 میکروگرم بر گرم به‌عنوان زمینۀ طبیعی (و یا TEL) و مقادیر بیشتر از 500 میکروگرمبرگرم به‌عنوان PEL در نظر گرفته می‌شوند (Long et al. 1995). سمیت کلی TPHs از رابطۀ 1 محاسبه می‌شود:
(1) PELq=(C/P)
در این رابطه، PELq مقدار سمیت هیدروکربن‌های نفتی، C غلظت هیدروکربن‌های نفتی موجود در نمونه‌های رسوبی (میکروگرم بر‌گرم) و P مقدار PEL (میکروگرم بر‌گرم) است. بر اساس این ضریب، آثار زیستی آلودگی نفتی رسوبات بر موجودات آبزی به چهار دسته تقسیم می‌شود (جدول 4):
جدول 4- رده‌بندی اثر سمیت هیدروکربن‌های نفتی بر موجودات (Monazami Tehrani 2012)
|
PELq > 1.5 |
0.5< PELq >1.5 |
0.1< PELq > 0.5 |
PELq < 0.1 |
PELq |
|
شدید |
متوسط |
کم |
بدون اثر |
شدت اثر نامطلوب |
ضریب آلودگی به‌منظور بررسی و بیان وضعیت آلودگی محیط نسبت به مادۀ آلایندۀ خاص استفاده و از رابطۀ 2 محاسبه می‌شود (Hakanson 1980):
(2) Cf= C0-1/Cn
در این رابطه، Cf ضریب آلودگی، C0-1 میانگین غلظت هیدروکربن‌های نفتی کل در نمونه‌های رسوب (بر حسب میکروگرمبرگرم) و Cn غلظت هیدروکربن‌های نفتی کل در رسوبات طبیعی (بر حسب میکروگرمبرگرم) است. این ضریب بر اساس درجۀ آلودگی به چهار رده تقسیم می‌شود (جدول 5):
جدول 5- رده‌بندی درجۀ آلودگی TPHبر اساس ضریب آلودگی (Hakanson 1980)
|
Cf >6 |
3≤Cf<6 |
1≤Cf<3 |
Cf <1 |
Cf |
|
زیاد |
قابل‌توجه |
متوسط |
کم |
درجه آلودگی |
به‌منظور ارزیابی کمی شدت آلودگی و تعیین منابع احتمالی (انسان‌زاد و طبیعی) فلزات سنگین در رسوبات از شاخص ژئوشیمیایی ضریب غنی‌شدگی (Enrichment Factor (EF)) استفاده شد. ضریب غنی‌شدگی فلزات سنگین از نسبت غلظت عنصر مدنظر در رسوب مطالعه‌شده به غلظت عنصر در مادۀ مرجع به دست می‌آید و غلظت عنصر مدنظر را باید با عنصر مبنایی که تغییرات اندک و غلظت یکنواختی در محیط داشته است و از فعالیت‌های انسان‌زاد متأثر نیست به‌هنجار کرد (Sutherland 2000). در مطالعۀ حاضر از عنصر اسکاندیم (Sc) به‌عنوان عنصر مرجع استفاده شد. ضریب یادشده از رابطۀ 3 محاسبه می‌شود:
(3) EF= (C/Creference) Sample /(C/Creference) Crust
در این رابطه، EF ضریب غنی‌شدگی، C غلظت عنصر بررسی‌شده و Creferenceغلظت عنصر مرجع در پوسته است (Sutherland 2000). رده‌بندی ضریب غنی‌شدگی در جدول 6 آورده شده است.
جدول 6- رده‌بندی مقادیر ضریب غنی‌شدگی (Chen et al. 2007)
|
شدت غنی‌شدگی |
EF |
|
بدون غنی‌شدگی |
< 1 |
|
غنی‌شدگی اندک |
3-1 |
|
غنی‌شدگی متوسط |
5-3 |
|
غنی‌شدگی نسبتاً شدید |
10-5 |
|
غنی‌شدگی شدید |
25-10 |
|
غنی‌شدگی بسیار شدید |
50-25 |
|
غنی‌شدگی بی‌نهایت شدید |
>50 |
شاخص ارزیابی ریسک اکولوژیکی
هاکنسون (Hakanson 1980) شاخصی را برای ارزیابی ریسک اکولوژیک رسوبات در محیط‌های آبی بیان کرده که به‌شکل رابطۀ 4 است:
(4)
باتوجهبه شاخص یادشده، Er پتانسیل ریسک اکولوژیک هریک از فلزات و RI پتانسیل ریسک اکولوژیک کل فلزات است. بر اساس نظر هاکنسون، میزان Tr که در این رابطه به‌شکل ضریب یا درجۀ سمیت تعریف می‌شود، برای فلزات سرب، روی، نیکل، کروم و وانادیم به‌ترتیب 5، 1 ،2، 2 و 5 است. در جدول 7 طبقه‌بندی نتایج بر اساس شاخص ریسک اکولوژیک آورده شده است.
جدول 7- طبقه‌بندی ریسک اکولوژیک (Hakanson 1980)
|
Cf |
ضریب آلودگی (i) |
Er |
درجۀ پتانسیل ریسک اکولوژیکی فلز (i) |
RI |
درجۀ کل پتانسیل ریسک اکولوژیکی فلزات |
|
Cf ≤ 1 |
کم |
Er ≤ 40 |
کم |
RI ≤ 150 |
کم |
|
1 ≤ Cf < 3 |
متوسط |
40 ≤ Er < 80 |
متوسط |
150 ≤ RI < 300 |
متوسط |
|
3 ≤ Cf < 6 |
زیاد |
80 ≤ Er < 160 |
زیاد |
300 ≤ RI <600 |
زیاد |
|
Cf ≥ 6 |
بسیار زیاد |
160 ≤ Er < 320 |
بسیار زیاد |
RI ≥ 600 |
بسیار زیاد |
|
Er ≥ 320 |
شدید |
||||
بحث و تحلیل یافته‌های پژوهش
مهم‌ترین ویژگی‌های فیزیکوشیمیایی اندازه‌گیری‌شده در نمونه‌های رسوب در جدول 1 و روند تغییرات آنها در شکل 2، الف، ب، ج و د آورده شده است. میزان سیلت و محتوای رس رسوبات در ایستگاه‌های مختلف به‌ترتیب از 93/14 تا 80/56 و 80/2 تا 73/21 درصد تغییر می‌کند. بیشترین درصد ذرات سیلت و رس در ایستگاه‌های واقع در رویشگاههای حرا (ایستگاه‌های 9، 10 و 11) به دست آمد (شکل 2، الف). به‌طور‌کلی توزیع اندازۀ ذرات رسوبی در محیط‌های آبی را فرایندهای مختلفی ازجمله فرایندهای رسوبی، رواناب‌های سطحی، انرژی امواج و فاصله از منابع ورود رسوب کنترل می‌کنند (Sany et al. 2013). در منطقۀ مطالعه‌شده نیز توزیع اندازۀ ذرات رسوبی در ایستگاه‌های مختلف باتوجهبه فاصله از ساحل، تراکم درختان حرا و وضعیت شدت جریان در محل نمونه‌برداری متفاوت است؛ به‌طوری‌که در ایستگاه‌های 9، 10 و 11، درصد ذرات دانه‌ریز به‌علت تراکم بیشتر درختان حرا و کاهش شدت تلاطم امواج افزایش یافته است؛ زیرا همانطور که گفته شد درختان حرا نقش بسیار مهمی در تراکم و انباشت ذرات دانه‌ریز ایفا می‌کنند. ایستگاه‌های 1، 2 و 15 در مجاورت مناطق مسکونی و نواحی ساحلی قرار دارند و احتمالاً مقداری از ذرات دانه‌ریز هنگام ورود رواناب‌ها از اطراف به این مناطق وارد شده است.
شکل 2- تغییرات درصد ویژگی‌های فیزیکوشیمیایی رسوبات در منطقۀ مطالعه‌شده؛ الف. درصد سیلت، رس و ماسه، ب. pH ، ج. درصد مادۀ آلی کل، د. درصد کربن آلی
pH نمونه‌های رسوب نیز از 08/8 تا 24/8 تغییر می‌کند که بیان‌کنندۀ قلیایی‌بودن رسوبات مطالعه‌شده با تغییرات بسیار اندک است (شکل 2، ب). درصد مادۀ آلی کل نیز از 82/2 تا 42/6 درصد تغییر می‌کند و روند خاصی را در نقاط نمونه‌برداری نشان نمی‌دهد (شکل 2، ج). بیشترین میزان مادۀ آلی به نقاطی مربوط است که درصد رسوبات دانه‌ریز بیشتری دارند (ایستگاه‌های 1، 2، 4، 5، 8، 9، 10، 11 و 15). در تمام ایستگاه‌های یادشده (به‌جز 1، 2 و 15) تراکم درختان حرا بیشتر از سایر نقاط است و این درختان باعث کاهش شدت تلاطم امواج در نوار ساحلی می‌شوند؛ درنتیجه، شرایط مساعدی را برای تجمع و ته‌نشینی مادۀ آلی فراهم می‌کنند. وجود تنوع زیستی مانند آبزیان و گیاهان دریایی در منطقه (که بخش درخور توجهی از مواد آلی را به خود اختصاص می‌دهند) از دیگر دلایل زیادبودن نسبی مادۀ آلی در این مناطق است (Monazami Tehrani et al. 2016).
میزان کربن آلی رسوبات (عامل مهمی در انباشت آلاینده‌ها) از 22/0 تا 85/0 درصد تغییر می‌کند (شکل2، د). بیشترین میزان درصد کربن آلی به ایستگاه 15 مربوط است؛ ازآنجاکه این ایستگاه و همچنین نقاط 1، 2، 4، 5 و 7 از محل‌های اصلی تخلیه و بارگیری سوخت قاچاق به‌وسیلۀ قایق‌های صیادی‌اند، افزایش درصد کربن آلی در این ایستگاه‌ها علاوه‌بر وجود ذرات دانه‌ریز به‌علت آلودگی ناشی از نشت و ورود مشتقات نفتی به داخل رسوبات است (He et al. 2019). نقاط 9، 10 و 11 باوجود داشتن درصد درخور توجهی از ذرات دانه‌ریز، به‌واسطۀ دوربودن از تأسیسات ساحلی و منابع آلوده‌کننده دارای درصد کمتری از کربن آلی هستند. ایستگاه‌های 16 و 6 نیز که در نزدیکی ایستگاه‌های تخلیۀ سوخت قرار دارند، درصد کمتری از کربن آلی دارند؛ درصد زیاد ذرات ماسه‌ای در رسوبات را می‌توان یکی از دلایل این امر دانست.
تغییرات غلظت هیدروکربن‌های نفتی کل و شدت آلودگی آن
میانگین غلظت TPH در کل محدودۀ مطالعه‌شده برابر با 98/1 میکروگرمبرگرم است و مقادیر آن از 36/0 میکروگرمبرگرم در ایستگاه شمارۀ 9 تا 89/4 میکروگرمبرگرم در ایستگاه شمارۀ 1 تغییر می‌کند (جدول 2). باتوجهبه شکل 3، غلظت هیدروکربنها با دورشدن از اسکله و همچنین مناطق مسکونی (ایستگاه‌های 1 تا 11) کاهش می‌یابد و بیشترین غلظت به ایستگاه‌های مجاور این تأسیسات (ایستگاه‌های 1، 2، 15 و 16) مربوط است. ایستگاه‌های شمارۀ 1 و 2 در مجاورت اسکله و گمرک بندر تیاب و ایستگاه‌های 15 و 16 در مجاورت پارکینگ و اسکلۀ قایق‌ها و لنج‌های صیادی بندر کلاهی قرار دارند. کمترین غلظت هیدروکربن‌های نفتی به ایستگاه 9 مربوط است که فاصلۀ زیاد از منابع آلوده‌کننده، عمق زیاد آب و شدت زیاد انرژی امواج ازجمله دلایل آن است. غلظت هیدروکربنها در ایستگاه 12 دوباره افزایش می‌یابد؛ زیرا این ایستگاه در مجاورت محل جابه‌جایی سوخت قاچاق قرار دارد و احتمالاً مقداری از گازوئیل واردشده به آب‌ها در رسوبات این منطقه ته‌نشین شده است.
ارزیابی آلودگی رسوبات به هیدروکربن‌های نفتی و آثار نامطلوب زیستی آنها بر موجودات زنده با استفاده از دو شاخص سمیت هیدروکربن‌های نفتی و ضریب آلودگی (شکل 4، الف و ب) نشان می‌دهد تمام ایستگاه‌های نمونه‌برداری درجۀ آلودگی کمی دارند و به‌طور‌کلی آثار زیستی نامطلوبی بر موجودات آبزی ندارند. محبی نوذر و همکاران (Mohebbi-Nozar et al. 2015) نیز با بررسی غلظت TPHs در رسوبات جنگل‌های حرای شمال خلیج فارس، ریسک اکولوژیکی این آلاینده‌ها را کم برآورد کردند؛ باوجوداین، روند افزایشی غلظت TPH در رسوبات به‌ویژه در نزدیکی منابع آلودگی (اسکله‌های صیادی و یا تأسیسات بندری ...) نشان‌دهندۀ تأثیر عوامل انسان‌زاد در افزایش غلظت این آلاینده‌ها در رسوبات جنگل‌های حراست.
شکل 3- تغییرات غلظت هیدروکربن‌های نفتی کل در رسوبات منطقۀ مطالعه‌شده
شکل 4- الف. شاخص سمیت هیدروکربن‌های نفتی و ب. ضریب آلودگی برای هیدروکربن‌های نفتی کل در نمونه‌های رسوب
غلظت هیدروکربن‌های نفتی در مطالعۀ حاضر با نتایج سایر مناطق دارای آب‌وهوای مشابه و جنگل‌های مانگرو مقایسه شد (جدول 8). غلظت TPH در رسوبات مطالعه‌شده نسبت به رسوبات سطحی بندر امام خمینی (اکوسیستمی نیمه‌بسته با اتصال محدود به خلیج فارس) کمتر است (Jazani et al. 2013)؛ باتوجهبه فعالیت گسترده و تردد زیاد شناورهای حمل سوخت و دیگر کالاهای صادراتی در این بندر و همچنین کم‌بودن ظرفیت خودپالایی آن، غلظت مواد جامد معلق و آلاینده‌ها در آن زیاد است. غلظت‌های به‌دست‌آمده در مطالعۀ حاضر با غلظت هیدروکربن‌های رسوبات بخش‌های شمالی دریای عمان و اروندرود قابل‌قیاس است؛ باوجوداین، غلظت‌های TPH به‌دست‌آمده در رسوبات جنگل‌های حرای تیاب به‌طور نسبی از غلظت آنها در سایر جنگل‌های حرای شمال خلیج فارس بیشتر است.
جدول 8- غلظت TPH (بر حسب میکروگرمبرگرم) در رسوبات نواحی مختلف و رسوبات مطالعه‌شده
|
موقعیت |
غلظت TPH |
منبع |
|
اروندرود و شمال‌غربی خلیج فارس |
83/3-46/2 |
Al-Saad 1995 |
|
بخش‌های مختلف دریای عمان |
10/4-10/0 |
de Mora et al. 2010 |
|
رسوبات سطحی بندر امام خمینی- بندرعباس |
15/97-73/32 |
Jazani et al. 2013 |
|
جنگل‌های حرای شمال خلیج فارس |
63/0-20/0 |
Mohebbi-Nozar et al. 2015 |
|
جنگل‌های حرای تیاب و کلاهی |
89/4-36/0 |
مطالعۀ حاضر |
تغییرات غلظت فلزات سنگین و شدت آلودگی آنها
غلظت فلزات سنگین در رسوبات مطالعه‌شده در جدول 3 نشان داده شده است. غلظت نیکل در نمونه‌های رسوب مطالعه‌شده از 124 تا 163 (میانگین 81/147) میلی‌گرم بر کیلوگرم تغییر می‌کند. ایستگاه‌های 5، 6 و 7 که داخل جنگل‌های حرا و در فاصلۀ کمتری از تأسیسات ساحلی مانند اسکله‌های صیادی قرار دارند، غلظت نیکل بیشتری دارند و با افزایش فاصلۀ نقاط نمونه‌برداری از این تأسیسات، غلظت نیکل در آنها کاهش می‌یابد؛ ضمن اینکه در تمام نقاط، میانگین غلظت نیکل نسبت به میانگین رسوبات خلیج فارس و رسوبات جهانی بیشتر است. باتوجهبه اینکه منطقۀ مطالعه‌شده در محل تردد شناورهای دریایی سبک و سنگین قرار دارد و عنصر نیکل نیز یکی از اجزای اصلی موجود در ترکیبات نفتی و همچنین مواد رنگی است، افزایش آن در ایستگاه‌های مطالعه‌شده به احتمال زیاد از فعالیت‌های موجود در این مناطق ازجمله سوخت‌گیری، رنگ‌آمیزی، تعمیر و تردد شناورهای دریایی ناشی می‌شود (de Mora et al. 2004; Alomary and Belhadj 2007; Usman et al. 2013). کاهش غلظت نیکل در ایستگاه شمارۀ 16 باوجود قرار‌داشتن آن در اسکلۀ صیادی بندر کلاهی، احتمالاً از درصد زیاد ذرات دانه‌درشت ماسه و همچنین درصد کم مواد آلی در این ایستگاه ناشی می‌شود.
غلظت وانادیم در نمونه‌های رسوب از 73 تا 89 میلی‌گرم‌بر‌کیلوگرم متغیر است. اگرچه غلظت این فلز تغییرات ناچیزی را نشان می‌دهد، مقدار آن در ایستگاه‌های نواحی جنگلی (4، 5، 3، 1، 14، 7 و 8) نسبت به سایر نقاط و استانداردهای یادشده بیشتر است. بیشتر این نقاط در محل‌های تردد یا سوخت‌گیری و جابه‌جا‌کردن مشتقات نفتی قرار دارند؛ بنابراین، اختلاف غلظت این فلز در نقاط مختلف ممکن است از وجودداشتن یا نداشتن ذرات رسوبی دانه‌ریز و مواد آلی یا ورود مستقیم مواد آلاینده به محل ناشی شود. کمترین غلظت وانادیم به ایستگاه 9 مربوط است؛ همچنین این ایستگاه کمترین غلظت TPH را در بین ایستگاه‌های نمونه‌برداری دارد.
میانگین غلظت سرب در نقاط نمونه‌برداری 68/8 میلی‌گرم‌بر‌کیلوگرم است و درکل، ایستگاه‌های نمونه‌برداری روند تقریباً یکسانی را نشان می‌دهند. غلظت روی نیز در نقاط نمونه‌برداری از 48 تا 68 میلی‌گرم بر کیلوگرم به‌ترتیب در دو ایستگاه 16 و 5 متفاوت است و بیشترین غلظت آن (مانند سایر فلزات) در نمونه‌های واقع در جنگل‌های حرا مشاهده می‌شود. مشخص شد بیشترین غلظت فلز روی در ایستگاه شمارۀ 5 (با درصد مادۀ آلی و ذرات دانه‌ریز فراوان) و کمترین غلظت آن در ایستگاه 16 (با کمترین درصد مادۀ آلی و ذرات دانه‌ریز رسوب) وجود دارد؛ غلظت این فلز در دو ایستگاه 1 و 15 اندکی بیشتر از سایر ایستگاه‌های مجاور است. بیشترین غلظت فلز کروم نیز به ایستگاه‌های 6 و 12 و کمترین آن به ایستگاه 2 مربوط است.
در مقایسه با رسوبات میانگین جهانی، غلظت نیکل در رسوبات مطالعه‌شده بیشتر و غلظت سایر فلزات کمتر است. در مقایسه با رسوبات خلیج فارس نیز دو فلز نیکل و وانادیم در رسوبات مطالعه‌شده غلظت به‌نسبت بیشتری را نشان می‌دهند. بر اساس رده‌بندی شاخص غنی‌شدگی (شکل 5)، دو فلز نیکل و وانادیم در تمام ایستگاه‌های مطالعه‌شده غنی‌شدگی اندکی دارند و سایر فلزات در ردۀ بدون غنی‌شدگی قرار می‌گیرند. غنی‌شدگی زیاد وانادیم و نیکل در رسوبات مطالعه‌شده را می‌توان به منابع انسان‌زادی چون اسکله‌های صیادی موجود در خور تیاب و کلاهی، قاچاق سوخت و تخلیۀ ترکیبات نفتی، تردد شناورهای دریایی در منطقه و همچنین ورود فاضلاب‌های تصفیه‌نشدۀ شهری نسبت داد.
به‌منظور دستیابی به دیدگاهی کلی و مقایسه‌ای دربارۀ آلودگی فلزی رسوبات ساحلی منطقۀ تیاب، میانگین غلظت فلزات به‌دست‌آمده در مطالعۀ حاضر با سایر مطالعه‌های مشابه در منطقۀ خلیج فارس و همچنین سایر نقاط جهان مقایسه شد. مقایسۀ غلظت‌ها با رسوبات ساحلی منطقۀ عسلویه (Arfaeinia et al. 2019) مشخص کرد رسوبات منطقۀ تیاب در مقایسه با این رسوبات غلظت کمتری از سرب و روی دارند (جدول 3) و فعالیت‌های صنعتی بیشتر در منطقۀ عسلویه علت آن است؛ مقایسه با رسوبات حرای خلیج آزینی (Ghasemi et al. 2018) نیز نشان داد غلظت فلز سرب در رسوبات منطقۀ تیاب کمتر است، ولی این رسوبات غلظت روی بیشتری دارند. در مقایسه با رسوبات جنگل حرای ذخیره‌گاه حرا (واقع در جنوب استان هرمزگان (Nowrouzi and Pourkhabbaz 2014)، غلظت فلز نیکل در رسوبات حرای تیاب تا دو برابر افزایش نشان می‌دهد. مقایسۀ غلظت فلزات با غلظت متناظر آنها در رسوبات حرای دریای سرخ (Alzahrani et al. 2018) و جزیرۀ هوچی مین در کشور ویتنام (Dung et al. 2019) نیز نشان داد رسوبات منطقۀ تیاب غلظت نسبتاً بیشتری از دو فلز کروم و نیکل دارند و غلظت سایر فلزات در حد و یا کمتر از غلظت آنها در مناطق یادشده است.
نتایج محاسبۀ ریسک اکولوژیک رسوبات نسبت به فلزات سنگین در جدول 9 آورده شده‌اند. بر اساس نتایج برآورد ریسک اکولوژیک و مقایسۀ آنها با رده‌بندی ریسک اکولوژیک (جدول 7)، رسوبات جنگل‌های حرای تیاب ازنظر فلزات سرب، روی، وانادیم و کروم ریسک اکولوژیک کمی دارند و تنها فلز نیکل ریسک اکولوژیک متوسط دارد. باتوجهبه جدول 9، فلزات کروم، وانادیم، سرب و روی ضریب آلودگی کمی دارند و تنها فلز نیکل ضریب آلودگی متوسط دارد. بر اساس ضرایب آلودگی و ریسک اکولوژیک هر فلز، ریسک اکولوژیک کل رسوبات مطالعه‌شده متوسط است. نتایج پژوهش حاضر با نتایج مطالعۀ قاسمی و همکاران (Ghasemi et al. 2018) روی دیگر جنگل‌های مانگرو استان هرمزگان همخوانی دارند.
شکل 5- ضریب غنی‌شدگی فلزات در رسوبات منطقۀ مطالعه‌شده
جدول 9- نتایج محاسبۀ شاخص ارزیابی ریسک اکولوژیک فلزات در رسوبات
|
شاخص |
Pb |
V |
Cr |
Zn |
Ni |
|
Cf |
61/0 |
23/0 |
61/0 |
23/0 |
6/1 |
|
ضریب آلودگی |
کم |
کم |
کم |
کم |
متوسط |
|
Er |
09/6 |
23/5 |
45/2 |
61/8 |
80/55 |
|
ریسک اکولوژیکی هر فلز |
کم |
کم |
کم |
کم |
متوسط |
|
RI |
14/78 (متوسط) |
||||
تحلیل‌های آماری
به‌منظور بررسی روابط آماری در مطالعۀ حاضر، ابتدا از نرمال‌بودن توزیع داده‌ها از طریق آزمون شاپیرو- ویلک اطمینان حاصل شد و سپس ضریب همبستگی پیرسون استفاده شد. نتایج این همبستگی درک ما را از شیوۀ توزیع آلاینده‌ها در رسوب و عوامل مؤثر بر آن افزایش می‌دهد. نتایج تحلیل همبستگی (جدول 10) نشان می‌دهند درصد ذرات دانه‌ریز سیلت و رس رابطۀ معناداری با مادۀ آلی کل (TOM) (726/0r=) در سطح معناداری 01/0 و کربن آلی (OC) (534/0r=) در سطح معناداری 05/0 دارد. همبستگی فلزات سنگین با یکدیگر نشان می‌دهد بین سرب و کروم در سطح معناداری 05/0 و سرب و روی در سطح معناداری 01/0 رابطۀ مثبت و بااهمیتی وجود دارد. نیکل با وانادیم ضریب همبستگی قوی و معناداری دارد (759/0r=). همبستگی این فلزات با یکدیگر احتمالاً منشأ یکسان یا مشابه آنها را در نمونه‌های رسوب نشان می‌دهد. درصد ماسه و pH رسوبات با هیچ‌یک از فلزات و همچنین با TPH رابطۀ معناداری نشان نمی‌دهد که ممکن است به‌علت بازۀ کم تغییرات این شاخص‌ها باشد. از سویی همبستگی مثبتی بین فلزات (به‌جز نیکل) با برخی از شاخص‌های فیزیکوشیمیایی مانند درصد ذرات ریزدانۀ سیلت و رس مشاهده می‌شود و این همبستگی قوی با ویژگی‌های ذاتی رسوبات نشان‌دهندۀ منشأ عمدتاً طبیعی بیشتر فلزات در نمونه‌های رسوب است؛ ضمن اینکه بسیاری از این فلزات مانند کروم، وانادیم و سرب از نظر ژئوشیمیایی رفتار مشابهی با روی دارند. گفتنی است همبستگی ضعیف، اما معناداری بین غلظتTPH در رسوبات و غلظت دو فلز نیکل و وانادیم دیده می‌شود که نشان‌دهندۀ منشأ انسان‌زاد و یکسان این آلاینده‌ها در رسوبات مطالعه‌شده است.
جدول 10- همبستگی هیدروکربن‌های نفتی، شاخص‌های فیزیکوشیمیایی و فلزات سنگین در رسوبات منطقۀ مطالعه‌شده
|
|
TPH |
Sand |
Silt+Clay |
pH |
TOM |
OC |
Ni |
V |
Pb |
Zn |
Cr |
|
TPH |
1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Sand |
130/0 |
1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Silt+Clay |
130/0- |
405/0- |
1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
pH |
097/0- |
139/0- |
139/0 |
1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
TOM |
034/0 |
234/0- |
**726/0 |
159/0- |
1 |
|
|
|
|
|
|
|
OC |
046/0 |
127/0- |
*534/0 |
063/0 |
*498/0 |
1 |
|
|
|
|
|
|
Ni |
*439/0 |
362/0 |
*427/0 |
298/0- |
485/0 |
*628/0 |
1 |
|
|
|
|
|
V |
*582/0 |
447/0 |
**662/0 |
235/0- |
334/0 |
*605/0 |
**759/0 |
1 |
|
|
|
|
Pb |
048/0- |
033/0 |
**633/0 |
040/0- |
475/0 |
**732/0 |
*594/0 |
**575/0 |
1 |
|
|
|
Zn |
144/0- |
123/0- |
**523/0 |
291/0- |
*592/0 |
*468/0 |
*550/0 |
447/0 |
*606/0 |
1 |
|
|
Cr |
144/0- |
185/0 |
**685/0- |
291/0- |
*516/0 |
370/0 |
*533/0 |
**691/0 |
*594/0 |
*501/0 |
1 |
* معناداری در سطح 05/0 ** معناداری در سطح 01/0
روش تحلیل خوشه‌ای (Cluster analysis (CA)) نیز به‌منظور تحلیل بیشتر داده‌ها و تأیید نتایج تجزیه‌وتحلیل همبستگی روی مجموعۀ داده‌ها انجام شد. نتایج این روش دو گروه یا خوشۀ اصلی (I و II) را نشان می‌دهند (شکل 6). خوشۀ اول (I) با کمترین فاصله شامل فلزات نیکل، روی، سرب، وانادیم و کروم و شاخص‌های مادۀ آلی کل (TOM)، کربن آلی (OC) و درصد سیلت و رس (SC) است. این گروه‌بندی نشان می‌دهد منشأ بیشتر این فلزات طبیعی است؛ زیرا فلزات موجود در این گروه درجۀ غنی‌شدگی اندکی دارند. خوشۀ دوم (II) شامل فلز نیکل و TPH است و با فاصلۀ بیشتری، فلز وانادیم نیز به آنها پیوند می‌خورد. قرارگیری هیدروکربن‌های نفتی کل به همراه نیکل و وانادیم در یک گروه مجزا نشان‌دهندۀ منشأ متفاوت و احتمالاً انسان‌زاد این آلاینده‌ها در رسوبات است؛ زیرا همبستگی زیادی با بیشتر فلزات خوشۀ اول نشان نمی‌دهند.
شکل 6- نمودار خوشه‌ای غلظت فلزات سنگین، TPH و شاخص‌های فیزیکوشیمیایی نمونه‌های رسوب
نتیجه
پژوهش حاضر با هدف ارزیابی کلی وضعیت آلودگی هیدروکربن‌های نفتی کل و فلزات سنگین در رسوبات سواحل مجاور بنادر تیاب و رویشگاههای حرای این منطقه انجام شد. نتایج نشان دادند غلظت هیدروکربن‌های نفتی در ایستگاه‌های واقع در اسکلۀ صیادی بندر کلاهی و گمرک بندر تیاب نسبت به سایر ایستگاه‌های نمونه‌برداری افزایش یافته است و با افزایش فاصله از این مناطق، غلظت آنها نیز کاهش می‌یابد. در مقایسه با شاخص‌های کیفیت رسوب، رسوبات مطالعه‌شده در وضعیت بدون ریسک یا آلودگی کم ازنظر هیدروکربن‌های نفتی کل قرار دارند؛ ولی روند افزایشی غلظت TPHs به‌ویژه در نزدیکی منابع آلودگی ساحلی نشان‌دهندۀ تأثیر فعالیت‌های انسان‌زاد در افزایش غلظت این آلاینده‌ها در رسوبات است. در زمینۀ فلزات سنگین نیز مشاهده شد غلظت برخی فلزات مانند نیکل و وانادیم در نزدیکی منابع آلودگی افزایش نسبی می‌یابد؛ اگرچه محاسبۀ ضریب غنی‌شدگی و ریسک اکولوژیکی نشان داد در حال حاضر، بیشتر فلزات مطالعه‌شده غنی‌شدگی درخور توجهی ندارند و ریسک اکولوژیکی ناشی از آنها نیز متوسط است؛ باوجوداین، تحلیل‌های آماری انجام‌شده روند افزایشی غلظت برخی از فلزات در منطقه و زیادبودن غلظت فلزاتی مانند نیکل و وانادیم نسبت به رسوبات خلیج‌فارس را نشان می‌دهد. افزایش غلظت برخی از این فلزات در منطقه تا حد زیادی تحت‌تأثیر منابع انسان‌زاد ساحلی است. از یافته‌های پژوهش حاضر نتیجه‌گیری می‌شود اگرچه در حال حاضر، غلظت آلاینده‌های نفتی و فلزی در رسوبات حرای تیاب چندان زیاد نیست، منشأ انسان‌زاد برخی آلاینده‌ها به‌ویژه هیدروکربن‌های نفتی کل و تمرکز آنها در نزدیکی منابع آلودگی ساحلی (مانند اسکله‌های صیادی، توقفگاه‌های قایق‌ها، حوضچه‌های پرورش میگو) نشان می‌دهد باید اقداماتی برای کاهش ورود آلاینده‌ها به‌ویژه هیدروکربن‌های نفتی در ایستگاه‌های داخل و نزدیک جنگل‌های حرای تیاب انجام شوند که جلوگیری از تردد قایق‌های سوخت قاچاق، کنترل کیفیت و کمیت پساب‌های خروجی از حوضچه‌های پرورش میگو و اسکله‌های صیادی ازجملۀ این اقدامات است؛ همچنین پیشنهاد می‌شود با نمونه‌برداری وسیع‌تر و تجزیه‌وتحلیل آلاینده‌های دیگر مانند هیدروکربن‌های آروماتیک چندحلقه‌ای، شدت آلودگی و ریسک اکولوژیکی ناشی از وجود این آلاینده‌ها در رسوبات جنگل‌های حرا به‌طور دقیق‌تر و مفصل‌تر ارزیابی شود.
تشکر و قدردانی
نویسندگان از حمایت‌های مالی شورای پژوهشی دانشگاه صنعتی شاهرود قدردانی می‌کنند؛ همچنین از کارکنان پژوهشکدۀ اکولوژی خلیج فارس و دریای عمان و ادارۀ کل حفاظت محیط‌زیست استان هرمزگان که نهایت همکاری را با پروژۀ حاضر داشتند تشکر و سپاسگزاری می‌شود.
)
