Environmental geochemistry of water, sediments and slimes of Semnan Spas

Document Type : Research Paper

Authors

1 Associate professor, Hydrogeology and Environmental Geology Department, Faculty of Earth Sciences, Shahrood University of technology, Shahrood, Iran

2 Associate Professor, Hydrogeology and Environmental Geology Department, Faculty of Earth Sciences - Shahrood University of Technology-Shahrood-Iran

Abstract

Abstract
In order to study the environmental characteristics of Semnan spas, water, sediment, and slime samples were collected. The concentration of Ag, As, Cd, Pb and Zn (0.7, 33, 0.4, 128.5, and 297 mg/kg, respectively) in the sediment samples are much higher than their respective values in mean crust and mean sediment compositions. The sediments are not enriched in Mo, Ni, Th, Co, Cr, Mn, Fe and U, while moderately enriched in Sb and Cu, significantly enriched in Cd, As, Zn and Pb, and highly enriched in Ag. The Bioconcentration Factor (BCF) values of As, Mn, Cu, Ni, Pb and Zn in slime samples are very high (1286, 2863, 2340, 1053, 1236, and 976, respectively). The water samples are classified as neutral-high-metal, and the concentrations of B, Li, Ba, Zn, Pb, Se, Cu, As, Ni and Mn in all samples are higher than their mean concentrations in unpolluted natural waters. The values of Contamination Degree (Cd) and Heavy Metal Pollution Index (HPI) in all samples are higher than 3 and 75, respectively, confirming the high level of pollution in the samples. The Water Hazard Index (WHI) values of the studied samples are lower than 5, indicating the non-toxicity of the target elements. The high concentration of potentially toxic elements in water, sediments and slime samples of Semnan Spa should be taken into account by people who use the Semnan spas for therapeutic purposes.
Keywords: Pollution, Balneology, Spa, Semnan
 
 
Introduction
Balneology is considered a simple, pleasant and safe cure for some health issues, and usually is regarded as a treatment with no side impacts. This treatment is based on the probable positive biological impacts of mineral waters and hot springs on the health status (Mirhosseini et al. 2015). A wide range of diseases including rheumatism, gout, high levels of blood lipids, premature aging, chronic spine pain, osteoarthritis, and skin problems can be improved using this method. The therapeutic mechanisms of mineral waters are still not well known, but probably a combination of chemical, thermal, mechanical, immunological and psychological effects are involved (Toth et al. 2015).
Semnan Spa complex, 21 Km northwest of Semnan, is located in the Alborz structural zone of Iran. The oldest rock unit exposed in the study area is the Lower to Middle Triassic limestone-dolomite of the Elica Formation, which is overlaid by the shale, marl and sandstone strata of the Upper Triassic-Middle Jurassic Shemshak Group/Formation. This succession is covered by the Middle to Upper Jurassic Lar Formation which consists of limestone-dolomite rock units, and is underlined by conglomerate and red sandstone of the Paleocene-Eocene Fajan Formation as well as the Quaternary alluvial deposits. The Elika and Lar formations are exposed at high altitudes and are considered optimal sources for groundwater recharge (Karimi et al. 2017). Because the impermeable Shemshak Group/Formation is located between the Elika and Lar formations, there is no hydraulic connection between these two carbonate aquifers. Moreover, the main aquifer of the area, which is located in thick dolomite layers of the Lar Formation, is covered by thick and impermeable layers of the Fajan Formation; thus, the aquifer is confined. 
The present study aims to investigate the geochemistry of water, sediment and slime of the Semnan spas. For this purpose, the concentration of major ions in the water samples and the contents of potentially toxic elements in water, sediment and slime samples were measured. Considering the possible negative impacts of human exposure to excessive amounts of toxic elements, this study deems of crucial importance.
 
Material & Methods
To study the hydrogeochemical characteristics of the Semnan spas, water samples were collected from five spas in the study area in the wet (February 2019) and dry (September 2019) seasons. In each sampling site, two polyethylene bottles were filled with water samples (one for major ion concentrations and the other for potentially toxic element contents). pH, temperature and electrical conductivity (EC) of the samples were recorded in the field using a calibrated YK-2001CT pH-EC meter. Five sediment and slime samples were also collected using a stainless steel shovel. The collected samples were stored in polyethylene bags and were kept at 4°C until chemical analyses. The concentration of Na and K was determined using flame photometry, the concentration of HCO3, Cl, Ca and Mg was measured by titration method, and the content of SO4 was obtained using a spectrophotometer. Total Dissolved Solid (TDS) values were measured using the filtration method. The concentration of potentially toxic elements was measured after passing the water samples through a 0.45 μm filter. The filtered water samples were acidified (pH 2) using a few drops of concentrated nitric acid. The concentration of potentially toxic elements was measured using the ICP-MS device. After drying at room temperature, the sediment samples were passed through a 63 μm sieve. The slime samples were oven-dried at 37°C and then were powdered using a ceramic mortar. In the next step, the slime samples were then passed through a 63 μm sieve. The sediment and slime samples were digested by the mixtures of concentrated (HF+HClO4+HNO3+HCl) and (HNO3+HClO4) mixtures, respectively. The concentration of major and trace elements in sediment and slime samples was measured using an ICP-MS device at the Isfahan University of Technology.
 
Discussion of  Results & Conclusions
EC values of the water samples vary between 17230 (SP3 in the wet season) and 23460 μS/cm (SP4 in the wet season). TDS of the water samples changes in the range of 11100 mg/L (SP2 in the dry season) to 16200 mg/L (SP5 in the wet season). The pH of the water samples varies between 6.4 (SP4 in the wet season) and 7.9 (SP1 in the dry season) and the temperature is between 21.5°C (SP3 in the wet season) and 41°C (SP4 in the dry season). While there is no noticeable variation in the values of EC and TDS in the dry and wet seasons, the recorded temperature and pH values of the water samples collected in dry season are higher, which is probably due to the release of acidic gases (carbon dioxide) in high-temperature conditions of the dry season. Based on the hydrochemical data, Cl and Na are the most dominant ions in the studied samples. On the basis of the average values, the order of abundance of major cations and anions follows the order of Na > Ca > Mg > K and Cl > SO4 > HCO3, respectively. There is a clear difference in the concentration of Cl and Na in dry and wet seasons, which is probably due to the increase in water temperature in the dry season. Plotting the major ion values on the Piper diagram indicates that the studied samples are of Cl type and Na facies. The presence of strong acids (chlorine ions) may enhance the solubility of metals in water samples. In all samples, the predominance of Na and K over Ca, and the predominance of Mg over Ca is evident. The predominance of Na over Ca and Mg indicates that sodium originates from halite dissolution or silicate hydrolysis (Hounslow 1995). The predominance of Cl in the studied samples confirms the dissolution of evaporative minerals. Considering the presence of sulfate ions and the predominance of Mg compared to Ca, the possible origin of these ions in water samples is the dissolution of magnesium sulfates or the hydrolysis of silicates. Karimi et al. (2017) showed that the Cl and Na ions in Semnan spas originate from the dissolution of minerals from the Lar Formation, and hydrolysis of Na-feldspar of the Fajan Formation. They indicated that SO4 and Ca originate from gypsum layers of the Fajan Formation. Based on the Cl-SO4-HCO3 diagram (Giggenback 1988), the studied samples are mature and rich in Cl; therefore, the water samples were not probably affected by surficial processes such as mixing with underground water (Singh et al. 2015). RK-RMg diagram (Giggenback and Glover 1992) shows that the chemistry of water samples is controlled by rock dissolution. The Saturation Index (SI) values of different minerals in the studied samples are the same, showing a common source of the springs. Moreover, there is no obvious change in the SI values of minerals in dry and wet seasons. According to the average values, the mineral SI values decline in the order of dolomite > calcite/aragonite > gypsum > anhydrite > halite. SI values show that the studied water samples are supersaturated in dolomite, saturated in calcite and aragonite, and undersaturated in halite, gypsum, and anhydrite, which is in accordance with the dolomite lithology of the aquifer.
Based on average values, the concentration of potentially toxic elements in water samples decreases as follows: B > Zn > Mn > Al > Li > Cu > Fe > Ba > As > Ni > Pb > Se. The concentration of B, Li, Zn, Ba, Pb, Mn, Se, Cu, As and Ni in water samples is much higher than their average values in unpolluted waters (Markert 1994). The high concentration of B, Li, Zn, Mn, Se and Cu in Semnan spas may induce positive health impacts (Jurowski et al. 2014; Maret 2017), while high amounts of Ba, Pb, Ni and As in water may lead to negative health effects (USEPA 2013). Calculation of contamination degree (Cd) and HPI shows that all samples are contaminated with potentially toxic elements, and SP4 is the most polluted spring in the study area. Plotting the obtained data on the Ficklin diagram indicates that the waters of the studied area are in near-neutral-high metal class.
The concentrations of Ag, As, Cd, Pb and Zn in the studied sediment samples are much higher than the mean sediment and mean crust composition. On the basis of EF values, sediments are not enriched in Mo, Ni, Th, Co, Cr, Mn, Fe and U, moderately enriched in Sb and Cu, significantly enriched in Cd, As, Zn and Pb, and highly enriched in Ag.
Compared to the reference values, the concentration of As, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb and Zn is much higher in slime samples. The BCF values of As, Mn, Cu, Ni, Pb and Zn in slime samples are very high (1286, 2863, 2340, 1053, 1236, and 976, respectively), indicating the high potential of toxic elements to be bioaccumulated in living organisms. Cd, As, Ni, and Pb are toxic elements with no known positive impacts on the human body. On the other hand, although Zn, Cu and Mn are considered essential micronutrients, excessive exposure to these elements may impose negative health impacts. Therefore, the negative impacts of potentially toxic elements should be considered along with the positive therapeutic properties of sediments and slime of the studied spa.
Supersaturation of water samples in dolomite and their saturation in calcite and aragonite, as well as the position of the samples on the RK-RMg diagram, confirm the occurrence of dissolution process as the main factor controlling the hydrochemistry of the samples.  High amounts of acidic ions (i.e., Cl and SO4) as well as the high temperature of water can be considered as the main reasons for elevated concentration of potentially toxic elements (e.g., B, Li, Zn, Ba, Pb, Se, Cu, As, Ni and Mn) in water samples. Based on the pollution indices, all water samples are enriched in potentially toxic elements, and SP4 shows the highest level of pollution. Sediment samples are enriched in Ag, Pb, Sb, Zn, Cd and As, and the concentration of As, Mn, Cu, Ni, Pb and Zn in slime samples are very high. Although B, Li, Se, Zn, Cu, Mn and Fe have been known as essential micronutrients in certain uptake values, there is no known positive function for Ni, As, Pb, Ba and Cd in the human body. Therefore, during the use of hot springs for therapeutic purposes, the adverse impacts of excessive exposure to these elements through dermal contact, ingestion and inhalation must be taken into account

Keywords

Main Subjects

Full Text

مقدمه

بالنئولوژی[1] علم استفاده از خاصیت شفابخشی آب‎‍های معدنی و گرم برای اهداف درمانی است و آثار زیست‎‍شناختی آب‎‍های معدنی و چشمه‎‍های گرم را بررسی می‌کند (Mirhosseini et al. 2015). این روش‌ راهکاری ساده، دلپذیر، مطبوع و بی‎‍خطر در نظر گرفته می‎‍شود که فاقد آثار جانبی زیان‎‍بار داروهای شیمیایی است. طیف وسیعی از بیماری‎‍ها از‌جمله رماتیسم، نقرس، چربی خون، پیری زودرس، دردهای مزمن ستون فقرات، آرتروز و مشکلات پوستی، با استفاده از این روش بهبود داده می‌شوند. سازوکارهای درمانی آب‎‍های معدنی، هنوز به‌خوبی شناخته نشده است، ولی احتمالاً ترکیبی از اثرهای شیمیایی، گرمایی، مکانیکی، ایمنی‎‍شناختی و روانی در این امر دخیل‌اند (Toth et al. 2015; Sukthana et al. 2005). با وجود آثار مثبت احتمالی چشمه‎‍های آبگرم در درمان یا بهبود برخی مشکلات سلامتی، احتمال دارد برخی عناصر بالقوۀ سمی در این محیط‌ها، در مقادیر‌ بیش از حد مجاز دریافت روزانه حضور داشته باشند و باید به این مسئله توجه شود.

مجموعه چشمه‎‍های آبگرم سمنان در 18 کیلومتری جنوب غرب مهدی‎‍شهر و 21 کیلومتری شمال غرب سمنان، بین عرض‎‍های 35 درجه و 39 دقیقه، 20 ثانیه تا 35 درجه، 39 دقیقه و 33 ثانیۀ شمالی و طول‎‍های 53 درجه و 11 دقیقه، 20 ثانیه تا 53 درجه و 11 دقیقه و 26 ثانیۀ شرقی واقع شده است. ارتفاع منطقه از سطح دریا 1396 متر است. دبی متوسط چشمه‎‍های آبگرم، حدود 19 لیتر بر ثانیه است که حجمی معادل با 599 هزار متر مکعب را در سال‌ تخلیه می‎‍کند. چشمه‎‍‎‍ها پس از پیوستن به یکدیگر، در پایین‎‍دست وارد مسیل آبگرم می‎‍شوند که از آن برای مصارف شرب و کشاورزی استفاده می‎‍شود. با توجه به اینکه آب‎‍های گرم حاوی مقدار زیادی جامدات حل‌شده‌اند[2]‌ و ممکن است حاوی عناصر سمی مانند آرسنیک نیز باشند، ورود این آب‎‍ها به محیط پیرامون آنها، باعث افت کیفیت منابع آب می‌شود. همچنین ممکن است مصرف آنها برای کاربردهای درمانی نیز، به بروز مخاطراتی برای سلامتی انسان منجر شود (Robinson et al. 2003). در صورت مواجهه‌شدن انسان با مقادیر بیش از حد مجاز عناصر بالقوۀ سمی مانند آرسنیک، کبالت، مس، کادمیم، مولیبدن وانادیم و سرب، احتمال بروز عوارض مختلفی شامل اختلالات عصبی، بیماری‎‍های پوستی، سرطان، بیماری‎‍های قلبی-عروقی، نارسایی کلیه، نازایی، مرده‎‍زایی، اختلالات ژنتیکی و دیگر اختلالات سلامتی افزایش می‎‍یابد (Tchounwou et al. 2004; ATSDR 2012; Debnath et al. 2019). بنابراین بررسی کیفیت آب چشمه‎‍های آبگرم، لجن و رسوبات این چشمه‎‍ها از دیدگاه سلامتی، حائز اهمیت فراوان است. هدف از این پژوهش، بررسی ویژگی‎‍های هیدروژئوشیمیایی چشمه‎‍های آبگرم سمنان و بررسی غلظت عناصر بالقوۀ سمی در آب، رسوبات و لجن این چشمه‎‍هاست.

 

زمین‎‍شناسی منطقه

منطقۀ‌ مطالعه‌شده از‌لحاظ زمین‎‍شناسی در زون ساختاری البرز قرار دارد. ارتفاعات شمالی منطقه، از سنگ‎‍آهک، کنگلومرا، ماسه‎‍سنگ و توف‎‍های سبزرنگ دوران سنوزوئیک (پالئوژن- ائوسن) و ارتفاعات شرقی از ماسه‎‍سنگ آهکی، کنگلومرا، مارن‎‍های گچ‎‍دار و آهک دولومیتی (سازند فجن، پالئوسن-ائوسن) تشکیل شده است (شکل 1). قدیمی‎‍ترین سازند منطقه، سازند آهکی-دولومیتی الیکا متعلق به دورۀ تریاس پایینی تا میانی است که بر‌ آن توالی‎‍های شیل، مارن و ماسه‎‍سنگ سازند شمشک (ژوراسیک پایینی)، که حاوی رگه‎‍های زغال‎‍سنگ است، به‌طور هم‎‍شیب و همراه با یک افق لاتریتی- بوکسیتی قرار گرفته است. سازند لار (ژوراسیک میانی تا بالایی) شامل سنگ‎‍های آهکی-دولومیتی است که بر‌ سازند شمشک قرار گرفته و به‌وسیلۀ کنگلومرا و ماسه‎‍سنگ قرمز سازند فجن (پالئوسن-ائوسن) و نهشته‎‍های عهد حاضر پوشانده شده است. نزدیک‎‍‎‍ترین برون‎‍زد به محل چشمه‎‍ها، واحدهای رسوبی متعلق به ژوراسیک پایینی (سازند شمشک) است. سازندهای الیکا و لار در ارتفاعات زیاد رخنمون دارند و واحدهای مطلوب تغذیۀ آب زیرزمینی در نظر گرفته شده‎‍اند که گرادیان هیدرولیکی ضروری برای هدایت جریان آب از ارتفاعات به‌سمت بخش‎‍های کم‌ارتفاع منطقه را فراهم می‎‍کنند (Karimi et al. 2017). با توجه به اینکه سازند ناتراوای شمشک بین دو سازند الیکا و لار قرار گرفته است، هیچ ارتباط هیدرولیکی بین این دو آبخوان کربناتی وجود ندارد. همچنین آبخوان اصلی منطقه، که در لایه‎‍های ضخیم دولومیت (واحد میانی سازند لار) قرار گرفته است، با لایه‎‍های ضخیم و کم‎‍تراوای سازند فجن پوشانده شده است، بنابراین یک آبخوان محصور در نظر گرفته می‎‍شود. روند عمومی ساختارهای زمین‎‍شناسی منطقه (شامل چین‎‍خوردگی‎‍ها، گسل‎‍ها و سازندهای سنگی)، مشابه روند عمومی زون البرز (شمال شرق-جنوب غرب) است. منطقۀ‌ مطالعه‌شده، بخشی از یک ساختار ناودیسی منطقه‎‍ای است که ناشی از تکتونیک بسیار فعال و محدودۀ مطالعه‌شده است. گسلش، مهم‎‍ترین ویژگی تکتونیکی منطقه‌ است. گسل‎‍های اصلی منطقه شامل گسل‎‍های سمنان، انزاب، دیکتاش، رودبار، بشم و چاشم‌اند.

 

روش انجام تحقیق

پس از بررسی موقعیت چشمه‎‍های آبگرم بر‌ نقشۀ زمین‎‍شناسی و کنترل‎‍های صحرایی، برای بررسی ویژگی‎‍های کیفی و هیدروژئوشیمیایی چشمه‎‍های آبگرم سمنان، در دو دورۀ زمانی شامل انتهای فصل تر (بهمن 1399) و انتهای فصل خشک (شهریور 1400)، نمونۀ آب از 5 چشمه برداشت شد. در شکل 2، نمایی از چشمه‎‍های‌ مطالعه‌شده نشان داده شده است. در هر ایستگاه، از 2 بطری یک لیتری پلی‌اتیلن (یکی برای تعیین غلظت یون‌های اصلی و جامدات حل‎‍شدۀ کل و دیگری برای اندازه‎‍گیری غلظت عناصر بالقوۀ سمی) استفاده‌ و پس از شست‌وشوی بطری‌ها با آب چشمه، نمونه‎‍برداری انجام شد.

pH، دما و هدایت الکتریکی[3] نمونه‌ها در محل، با استفاده از دستگاه pH-EC متر (مولتی‎‍متر) مدل YK-2001CT با دقت اندازه‌گیری 001/0 میکروموس ثبت شد. دستگاه قبل از نمونه‌برداری، با استفاده از محلول‌های بافر کالیبره شد و در حین نمونه‌برداری نیز، الکترودها با استفاده از آب چشمه شسته شدند. همچنین به‌منظور بررسی غلظت عناصر بالقوۀ سمی، 5 نمونه رسوب و لجن چشمه‎‍ها که برای اهداف درمانی استفاده می‎‍شوند، با استفاده از بیلچۀ فولادی ضد زنگ برداشت‌ و در کیسه‎‍های پلی‎‍اتیلنی ریخته شد. این نمونه‎‍ها تا زمان تجزیۀ شیمیایی[4] در دمای 4 درجۀ سانتی‎‍گراد نگهداری شدند.

غلظت یون‌های سدیم و پتاسیم با استفاده از نورسنجی شعله‌ای، غلظت یون‌های بی‌کربنات، کلر، کلسیم و منیزیم با استفاده از تیتراسیون و غلظت سولفات، با استفاده از دستگاه اسپکتروفتومتری تعیین شد. جامدات حل‌شدۀ کل با استفاده از روش فیلتراسیون اندازه‌گیری شد. به‌منظور ارزیابی صحت داده‌های به دست آمده و برآورد خطای نتایج حاصل از تجزیۀ یون‎‍‎‍های اصلی، از رابطۀ1 استفاده شد (Panneerselvam et al. 2021):

 

شکل Error! No text of specified style in document. نقشۀ زمین‎‍شناسی منطقۀ‌ مطالعه‌شده (برگرفته از نقشۀ 1 به 100 هزار سمنان) و موقعیت چشمه‎‍ها بر‌ تصویر گوگل‎‍ارث

Fig 1- Geological map of the study area (1:100000 geological map of Semnan) and the location of the spas on Google Earth image.

 

 

شکل 2- نمایی از چشمه‎‍های آبگرم‌ مطالعه‌شده

Fig 2- A perspective of the studied spas

 

 

رابطۀ 1)

 

میزان خطای اندازه‎‍گیری غلظت یون‎‍های اصلی برای تمامی نمونه‌ها، در محدودۀ پذیرفتنی (کمتر از 15% ±) قرار دارد.

نمونه‌های آب برداشت‌شده برای اندازه‌گیری عناصر بالقوۀ سمی، با فیلتر 45/0 میکرومتر و با استفاده از پمپ خلأ فیلتر‌ و پس از رساندن pH آنها به کمتر از 2، با استفاده از چند قطره اسید نیتریک خالص، به بطری‌های 200 میلی‌لیتری پلی‌اتیلن کدررنگ انتقال داده شدند. غلظت عناصر بالقوۀ سمی با استفاده از دستگاه ICP-MS آزمایشگاه مرکزی دانشگاه صنعتی اصفهان اندازه‌گیری شد. به‌منظور ارزیابی صحت نتایج تجزیه‎‍ای، همراه با هر دستۀ 5 تایی نمونه‎‍ها، یک نمونه تهی و یک نمونه با غلظت افزوده‌شده ازلحاظ شیمیایی تجزیه و همچنین غلظت عناصر در نمونه‎‍های مرجع استاندارد (SPEX series, SPEX CertiPrep, Metuchen, NJ,, CLAS2-2Y, CLCA2-2Y, CLPB2-2Y, CLZN2-2Y)، اندازه‎‍گیری شد. حد تعیین غلظت دستگاه برای عناصر آهن و آلومینیم 10 میکروگرم بر لیتر، برای عناصر باریم، کبالت، کروم، مس، لیتیم، سرب، نیکل، روی، تلوریم، تالیم، برلیم، بیسموت، کادمیم، گالیم 1 میکروگرم بر لیتر و برای عناصر آرسنیک و سلنیم، 1/0 میکروگرم بر لیتر است.

نمونه‎‍های رسوب پس از خشک‌شدن در دمای آزمایشگاه، از الک 63 میکرون عبور داده شدند و نمونه‎‍های لجن پس از خشک‌شدن در دمای 37 درجۀ سانتی‎‍گراد در آون، با استفاده از هاون سرامیکی پودر‌ و سپس از الک 63 میکرون عبور داده شدند. غلظت عناصر اصلی و جزئی در نمونه‎‍های رسوب، پس از هضم اسیدی نمونه‎‍ها با استفاده از مخلوط چهار اسید غلیظ (HF+HClO4+HNO3+HCl) و غلظت عناصر موجود در نمونه‎‍های لجن، پس از هضم با نیتریک اسید و پرکلریک اسید در دمای اتاق، برای 12 ساعت و سپس در دمای 100 درجۀ سانتی‎‍گراد برای 2 ساعت، با استفاده از دستگاه ICP-MS آزمایشگاه زرآزما اندازه‌گیری شد. داده‌های به دست آمده (پارامترهای فیزیکی-شیمیایی آب، غلظت یون‎‍های اصلی و عناصر بالقوۀ سمی در آب و غلظت عناصر اصلی و جزئی در نمونه‎‍های رسوب و لجن)، با استفاده از محاسبۀ شاخص‌های مختلف ژئوشیمیایی و هیدروژئوشیمیایی و ترسیم نمودارهای مورد نیاز (مانند نمودار فیکلین[5])، تجزیه و تحلیل شدند.

محاسبۀ شاخص اشباع[6] یک کانی، روش مناسبی برای بیان شرایط تعادل یک محلول نسبت‌به آن کانی است. شاخص اشباع از رابطۀ2 محاسبه می‎‍شود (Chidambaram et al. 2011 ):

رابطۀ 2

 

IAP، حاصل‎‍ضرب فعالیت یونی[7] و Ksat حاصل‌ضرب انحلال‌پذیری[8] است.

سختی کل[9] بر‌اساس مجموع غلظت یون‌های کلسیم و منیزیم (بر‌حسب میلی‌گرم بر لیتر)، در رابطۀ 3 محاسبه می‌شود:

رابطۀ 3

 

که در این رابطه M.Wt. CaCO3، وزن اتمی کربنات کلسیم، At.Wt. Ca وزن اتمی کلسیم و At.Wt. Mg وزن اتمی منیزیم است. از‌نظر سختی، آب به چهار گروه نرم (سختی کم‌تر از 60‌)، اندکی سخت (سختی 60 تا 120)، سخت (سختی120 تا 180) و بسیار سخت (بیش‌تر از 180‌) رده‌بندی می‌شود (Sundaray et al. 2009).

با استفاده از شاخص درجۀ آلودگی[10]، کیفیت و میزان آلودگی آب ارزیابی می‎‍شود. این شاخص برای هر نمونه، جداگانه محاسبه می‎‍شود. به این ترتیب، آثار ترکیبی چندین پارامتر مؤثر، بر کیفیت نمونه مشخص می‌شود. شاخص درجۀ آلودگی با استفاده از روابط زیر محاسبه می‎‍شود (Tijani 2009):

رابطۀ 4      

رابطۀ 5          

در این روابط، Cfi ضریب آلودگی، CAi، مقدار پارامتر اندازه‎‍گیری‌شده و CNi غلظت استاندارد سازمان بهداشت جهانی برای پارامتر iام است (روی: 300، سرب: 10، نیکل: 20، منگنز: 80، آهن: 2000، مس: 2000، آرسنیک: 10 میکروگرم بر لیتر).

برای محاسبۀ شاخص خطر آب[11] از رابطۀ6 استفاده شد (Ewusi et al. 2022):

 

رابطۀ6             

بر‌اساس رده‌بندی ایوزی ((Ewusi et al. 2022، WHI < 5 نشان‌دهندۀ ‌نبود سمیت، 5 ≤ WHI < 10 نشان‌دهندۀ سمیت کم، 10 ≤ WHI < 15 نشانگر سمیت متوسط و WHI ≥ 15 نشان‌دهندۀ سمیت شدید است.

شاخص آلودگی فلزات سنگین[12]، به شکل رابطۀ 7 محاسبه می‎‍شود (Appiah-Opong et al. 2021):

رابطۀ7             

در این رابطه wi وزن پارامتر iام است که از‌طریق معکوس استاندارد ( ) محاسبه می‌شود. Qi از‌طریق رابطۀ 8 به دست می‌آید:

رابطۀ8               

در این رابطه، Mi غلظت عنصر‌ مطالعه‌شده در نمونه و Ii مقدار ایده‌آل عنصر است که در این مطالعه، صفر در نظر گرفته شد. Si مقدار مجاز یا استاندارد عنصر است که همان مقادیر استاندارد سازمان بهداشت و n نیز تعداد عناصر‌ مطالعه‌شده است. اگر HPI نمونۀ آب بین 0 تا 25 باشد، کیفیت آب عالی، چنانچه بین 26 تا 50 باشد، کیفیت آب خوب، در صورتی که بین 51 تا 75 باشد، کیفیت آب بد و اگر بیشتر از 75 باشد، کیفیت آب خیلی بد خواهد بود (Majhi and Keshari Biswal 2016).

برای ارزیابی شدت آلودگی نمونه‎‍های رسوب‌ مطالعه‌شده، ضریب غنی‎‍شدگی[13] عناصر بالقوۀ سمی محاسبه شد. این ضریب از نسبت غلظت عنصر بهنجار‌شدۀ مدنظر در نمونۀ‌ مطالعه‌شده، به غلظت بهنجار‌شدۀ همان عنصر در مادۀ مرجع (ترکیب شیل میانگین) به دست می‎‍آید. منظور از غلظت بهنجار‌شده، غلظت عنصر مدنظر تقسیم بر غلظت یک عنصر بهنجارکننده (آلومینیم) است (Uugwanga and Kgabi 2020):

رابطۀ9               

RE غلظت عنصر بهنجارکننده وx غلظت عنصر مدنظر است.

برای بررسی میزان زیست‎‍انباشت عناصر بالقوۀ سمی در نمونه‎‍های لجن، ضریب زیست‎‍انباشت[14] به‌صورت رابطۀ10 محاسبه شد (El-Din et al. 2014):

رابطۀ10                            

در این رابطه، Ca و CW به ترتیب غلظت عنصر در نمونۀ لجن و آب است.

 

نتایج و بحث

در جدول 1 مقادیر دما، pH، هدایت الکتریکی، جامدات حل‎‍شدۀ کل و غلظت یون‌های اصلی در نمونه‎‍های آب ارائه شده است. هدایت الکتریکی نمونه‎‍های آبگرم بین 17230 میکروزیمنس بر سانتی‎‍متر (چشمه SP3 در فصل تر) تا 23460 میکروزیمنس بر سانتی‎‍متر (چشمۀ SP4 در فصل تر) و مقدار جامدات حل‌شدۀ کل بین 11100 میلی‎‍گرم بر لیتر (چشمۀ SP2 در فصل خشک) تا 16200 میلی‎‍گرم بر لیتر (چشمۀ SP5 در فصل تر) متغیر است. pH نمونه‎‍های آب بین 4/6 (چشمۀ SP4 در فصل تر) تا 9/7 (چشمۀ SP1 در فصل خشک) و مقدار دما نیز بین 5/21 درجۀ سانتی‎‍گراد (چشمۀ SP3 در فصل تر) تا 41 درجۀ سانتی‎‍گراد (چشمۀ SP4 در فصل خشک) تغییر می‎‍کند. با توجه به اینکه میانگین دمای سالانۀ شهر سمنان معادل 5/17 درجۀ سانتی‎‍گراد است و دمای همۀ نمونه‎‍ها در فصل خشک و دمای یک نمونه در فصل تر بیشتر از 5/36 درجۀ سانتی‎‍گراد است، بنابراین چشمه‎‍های آبگرم سمنان، جزء آب‌های گرم تا داغ محسوب می‎‍شوند.

جدول 1- ویژگی‎‍های هیدروشیمیایی نمونه‎‍های آب‌

Table 1- Hydrochemical characteristics of water samples‌

فصل تر (اسفند 1399)

 

 

Ca

(mg/L)

Mg

(mg/L)

Na

(mg/L)

K

(mg/L)

Cl

(mg/L)

SO4

(mg/L)

HCO3

(mg/L)

TDS

(mg/L)

EC

μS/cm

pH

T

(°C)

SP1

556.1

446.5

3007.6

62.6

4863.5

484.8

210.5

11950

18384.6

6.7

35

SP2

561.1

449.6

3073.5

56.7

4970

475.2

256.3

12050

18538.5

6.6

35

SP3

526.1

428.3

3095.4

54.7

5005.5

460.8

238

11200

17230.8

6.8

21.5

SP4

496

428.3

3216.8

54.7

5200.8

516

274.6

15250

23461.5

6.4

39

SP5

551.1

461.7

3588.9

54.7

5804.3

516

256.3

16200

24923.1

6.7

30.5

 

                

فصل خشک (مهر 1401)

 

 

                

 

 

Ca

(mg/L)

Mg

(mg/L)

Na

(mg/L)

K

(mg/L)

Cl

(mg/L)

SO4

(mg/L)

HCO3

(mg/L)

TDS

(mg/L)

EC

μS/cm

pH

T

(°C)

SP1

531.1

492.1

3195.6

54.7

5147.5

499.2

164.8

12100

18615.4

7.9

36

SP2

501

388.8

3283

58.7

4970

484.8

219.7

11100

17076.9

7.4

37

SP3

561.1

267.3

3634.3

50.8

5396

499.2

201.4

13000

20000

7.4

30

SP4

450.9

382.7

3244.1

62.6

4863.5

508.8

201.4

11300

17384.6

7.3

41

SP5

551.1

334.1

4296.8

54.7

6319

532.8

219.7

15000

23076.9

7.4

32

 

 

مقایسۀ مقادیر پارامترهای دما، هدایت الکتریکی، جامدات حل‎‍شدۀ کل و pH در دو فصل نمونه‎‍برداری با یکدیگر، نشان می‎‍دهد‌ هدایت الکتریکی و جامدات حل‌شدۀ کل در نمونه‎‍های فصل خشک و تر، از روند خاصی پیروی نمی‌کند، اما همان‌گونه که انتظار می‎‍رود، مقدار دما در نمونه‎‍های فصل خشک از فصل تر بیشتر است. همچنین، مقدار pH در نمونه‎‍های فصل خشک، بیشتر از نمونه‎‍های فصل تر و ناشی از خروج گازهای اسیدی (دی‎‍اکسید کربن) در اثر افزایش دمای آب در فصل خشک است. pH از خصوصیات فیزیکی-شیمیایی آب است که نقش مهمی در انحلال و رسوب‎‍گذاری عناصر دارد. مقدار pH آب با حضور یون‎‍های اسیدی، بازی و دی‎‍اکسیدکربن حل‌شده کنترل می‌شود. همچنین مقدار pH آب تحت تأثیر تغییرات دما، تبدیل آمونیم به آمونیاک، تجزیۀ مواد آلی و تغییرات شیمیایی، نظیر تغییر پتانسیل اکسایش-کاهش نیز، تغییر می‎‍کند.

با توجه به جدول 1، یون‌های کلر و سدیم، به ترتیب غالب‎‍ترین آنیون و کاتیون در نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده‌اند. بر‌اساس مقادیر میانگین، ترتیب فراوانی کاتیون‌های اصلی به‌صورت Na > Ca > Mg > K و ترتیب فراوانی آنیون‌های اصلی به‌صورت Cl > SO4 > HCO3 تغییر می‎‍کند.

تفاوت غلظت یون‌های کلر و سدیم در دو فصل خشک و تر، بیشتر از دیگر یون‌هاست و غلظت این دو یون و تا حدی غلظت سولفات در فصل خشک، بیشتر از فصل تر است‌ که احتمالاً ناشی از افزایش دمای آب در فصل خشک نسبت‌به فصل تر است. غلظت دیگر یون‌ها در دو فصل، تفاوت درخور توجهی را نشان نمی‎‍دهد.

 

تیپ و رخسارۀ نمونه‌های‌ مطالعه‌شده

با توجه به نمودار پایپر[15] (شکل 3)، تیپ نمونه‌های آب‌ مطالعه‌شده، کلروره و رخسارۀ آنها سدیک است. یکسان‌بودن تیپ و رخسارۀ نمونه‎‍ها، نشانگر یکسان‌بودن منشأ این چشمه‎‍هاست. با توجه به نمودار پایپر، در نمونه‎‍های چشمه‎‍های آبگرم سمنان، فلزات قلیایی و اسیدهای قوی غالب‌اند. حضور اسیدهای قوی (یون کلر)، ‌باعث افزایش انحلال‎‍پذیری فلزات در نمونه‎‍های آب می‌شود. در همۀ نمونه‎‍ها غالب‌بودن یون‌های سدیم و پتاسیم نسبت‌به کلسیم و غالب‌بودن منیزیم نسبت‌به کلسیم مشهود است. غالب‌بودن یون‌های سدیم نسبت‌به کلسیم و منیزیم، بیانگر منشأ‌گرفتن سدیم از هالیت و یا هیدرولیز کانی‎‍های سیلیکاتی است (Hounslow 1995). در میان آنیون‌ها نیز، یون کلر در همۀ نمونه‎‍ها غالب است و پس از آن به ترتیب سولفات و بی‎‍کربنات قرار می‎‍گیرند‎‍. غالب‌بودن یون کلر، مؤید انحلال کانی‎‍های تبخیری است. با توجه به حضور یون سولفات و غالب‌بودن منیزیم در مقایسه با کلسیم، منشأ احتمالی این دو یون در نمونه‎‍های آب، انحلال سولفات‌های منیزیم و یا هیدرولیز سیلیکات‎‍ها است. کریمی و همکاران (Karimi et al. 2017) نشان دادند‌ منشأ کلر و سدیم چشمه‎‍های آبگرم سمنان، حضور این عناصر در شبکه بلوری کانی‎‍های سازند لار و انحلال فلدسپار سدیم و فلدسپار سازند و منشأ کلسیم و سولفات انحلال عدسی‌های ژیپس در سازند فجن است.

شکل 4، موقعیت نمونه‎‍ها را بر نمودار Cl-SO4-HCO3 (Giggenbach 1988) و شکل 5 موقعیت نمونه‎‍ها را بر نمودار RK-RMg (Giggenback and Glover 1992)‌ نشان می‎‍دهد. با توجه به شکل 4 الف، نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده از نوع بالغ و غنی از کلر است و‌ احتمالاً در طی صعود از مجرای گسل‎‍ها، تحت تأثیر فرایندهای ثانویه، مانند آمیختگی با آب‎‍های زیرزمینی نزدیک به سطح قرار نمی‌گیرد (Singh et al. 2015). با توجه به شکل 4 ب، نمونه‎‍های چشمه‎‍های آبگرم سمنان تحت تأثیر انحلال سنگ‎‍ها و رسوبات آبخوان قرار گرفته‎‍اند.

 

 

 

شکل 3- موقعیت نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده بر‌ نمودار پایپر

Fig 3- The location of the studied samples on the Piper Diagram

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

شکل 4- موقعیت نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده بر‌ نمودار Cl-SO4-HCO3 (Giggenbach 1988)‌

Fig 4- The position of the studied samples on the Cl-SO‎‍4-HCO3 diagram (Giggenbach 1988)‌

 

شکل 5- موقعیت نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده بر‌ نمودار RK=10CK/(10CK+CNa) در مقابل RMg=10CMg/(10CMg+CCa) (Giggenbach and Glover 1992)‌

Fig 5- The position of the studied samples on the RK=10CK/(10CK+CNa) vs RMg=10CMg/(10CMg+CCa) (Giggenbach and Glover 1992)‌

 

 

شاخص اشباع کانی‌ها

با توجه به شکل 6، چشمه‎‍های آبگرم‌ مطالعه‌شده از‌نظر شاخص اشباع کانی‌های مختلف بسیار مشابه‌اند و منشأ یکسان آب چشمه‎‍ها را نشان می‌دهند. همچنین شاخص اشباع کانی‌ها بین دو فصل تر و خشک، تفاوت چشمگیری را نشان نمی‎‍دهد. با توجه به مقادیر میانگین، شاخص اشباع کانی‌ها به ترتیب زیر کاهش می‎‍یابد: Dolomite > Calcite/Aragonite > Gypsum > Anhydrite > Halite

 

 

 

شکل 6- شاخص اشباع کانی‎‍های انیدریت، آراگونیت، کلسیت، دولومیت، ژیپس و هالیت در نمونه‎‍های آب

Fig 6- Saturation Index of anhydrite, aragonite, calcite, dolomite, gypsum and halite in water samples

 

 

شاخص اشباع دولومیت مثبت، شاخص اشباع کلسیت و آراگونیت حدود صفر و شاخص اشباع ژیپس، انیدریت و هالیت منفی است‌ که نشان می‎‍دهد آب نسبت‌به دولومیت فوق اشباع، نسبت‌به کلسیت و آراگونیت اشباع و نسبت‌به هالیت، ژیپس و انیدریت تحت اشباع است. منفی‎‍ترین شاخص اشباع، مربوط به هالیت است. دولومیتی‌بودن آب، با ترکیب سنگ‎‍شناسی آبخوان (بخش میانی سازند لار) همخوانی دارد.

سختی کل

بر‌اساس نتایج به دست آمده، سختی نمونه‌های آب‌ مطالعه‌شده در گسترۀ 2498 (نمونۀ SP3 در فصل خشک) تا 3345 (نمونۀ SP1 در فصل خشک) میلی‌گرم بر لیتر معادل کربنات کلسیم تغییر می‎‍کند و میانگین سختی نمونه‌ها، 2994 میلی‌گرم بر لیتر معادل کربنات کلسیم است؛ بنابراین تمامی نمونه‌ها در ردۀ بسیار سخت قرار دارند (شکل 7). شایان ذکر است که متوسط سختی نمونه‌های‌ مطالعه‌شده در فصل تر و خشک به ترتیب 3161 و 2826 میلی‌گرم بر لیتر، معادل کربنات کلسیم است.

 

 

 

شکل 7- سختی کل نمونه‎‍های آب

Fig 7- Total Hardness of the water samples

 

 

بررسی غلظت عناصر بالقوۀ سمی

در جدول 2، غلظت عناصر آلومینیم، آرسنیک، بور، باریم، مس، آهن، لیتیم، منگنز، نیکل، سرب، سلنیم و روی در چشمه‎‍های آبگرم سمنان ارائه شده است. غلظت عناصر تلوریم، تالیم، برلیم، بسیموت، کادمیم، کبالت، کروم و گالیم زیر حد آشکارسازی دستگاه (1 میکروگرم بر لیتر) بود. بر‌اساس مقادیر میانگین، غلظت عناصر‌ مطالعه‌شده در نمونه‎‍های آب، به‌صورت رابطۀ 11 کاهش می‎‍یابد:

رابطۀ11     B > Zn > Mn > Al > Li > Cu > Fe > Ba >As > Ni > Pb > Se

 

 

 

 

 

جدول 2- غلظت عناصر بالقوۀ سمی در نمونه‎‍های آب، در مقایسه با مقادیر میانگین در آب‎‍های غیر آلوده (برحسب میکروگرم بر لیتر)

Table 2- The concentration of potentially toxic elements in the water samples compared with mean values in unpolluted water (μg/l)

 

SP1

SP2

SP3

SP4

SP5

average

Mean concentration in Unpolluted water (Markert 1994)

Al

77

70

72

80

73

74.4

200

As

0.5

38

0.5

80

0.5

23.9

0.5

B

1288

1321

1387

1372

1684

1410.4

10

Ba

25

26

28

35

26

28

10

Cu

38

36

39

37

38

37.6

3

Fe

40

26

49

32

16

32.6

500

Li

40

41

42

51

40

42.8

3

Mn

78

80

86

83

103

86

5

Ni

21

29

18

23

17

21.6

0.3

Pb

12

16

13

9

20

14

3

Se

34

0.5

0.5

3

4

8.4

0.2

Zn

360

341

466

452

678

459.4

5

 

 

با توجه به جدول 2، غلظت عناصر بور، لیتیم، روی، باریم، سرب، منگنز، سلنیم، مس، آرسنیک، منگنز و نیکل در 5 چشمۀ آبگرم‌ مطالعه‌شده، از مقدار میانگین این عناصر در آب‎‍های غیر آلوده (Markert 1994) بیشتر و غلظت عناصر آلومینیم و آهن در همۀ نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده، کمتر از این مقدار است. غلظت زیاد بور، لیتیم، روی، منگنز، سلنیم و مس در چشمه‎‍های آبگرم سمنان، با آثار مثبت سلامتی همراه است (Bowman and Russel 2006; Forlenza et al. 2012; Nielsen and Meacham 2011; Jurowski et al. 2014; Maret 2017)، در حالی که ممکن است مقادیر زیاد باریم، سرب، نیکل و آرسنیک در آب به بروز آثار منفی سلامتی منجر شود (Mena 1981; WHO 2012; USEPA 2013).

 

 

ارزیابی کمی شدت آلودگی نمونه‌های آب

با استفاده از مقادیر Cd، سطح آلودگی آب‌ به سه رده تقسیم می‌شود، به این ترتیب که Cd<1 آلودگی کم، 1<Cd<3 آلودگی متوسط و Cd>3 آلودگی زیاد را نشان می‌دهد. بر‌اساس محاسبات انجام‌شده، همۀ نمونه‌ها به عناصر بالقوۀ سمی آلوده‌اند و چشمۀ SP4 بیشترین میزان آلودگی به عناصر بالقوۀ سمی را نشان می‎‍دهد (شکل 8 الف). شکل 8 ب نشان می‎‍دهد ‌ نمونه‎‍های ‌ مطالعه‌شده‌ WHI < 5 دارند و فاقد سمیت‌اند. با توجه به شکل 8 ب، بیشترین مقدار شاخص خطر آب مربوط به نمونه‎‍های SP2 و SP4 است. با توجه به شکل 8 ج، مقدار عددی HPI چشمه‌های آبگرم سمنان، همگی بیشتر از 75 است؛ بنابراین نمونه‎‍ها به‌شدت به عناصر بالقوۀ سمی آلوده‎‍اند.

 

 

شکل 8- شاخص درجۀ آلودگی (Cd) (الف)، شاخص خطر آب (WHI) (ب) و شاخص آلودگی فلزات سنگین (HPI) (ج) نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده

Fig 8 -(a) Contamination Degree (Cd), (b) Water Hazard Index (WHI), and (c) Heavy Metal Pollution Index (HPI) values of the studied samples

 

 

رده‌بندی نمونه‌های آب برحسب pH و غلظت عناصر بالقوۀ سمی

یکی از متداول‌ترین الگوها برای رده‌بندی آب‌های معدنی، نمودار فیکلین (Ficklin et al. 1992) است. در این نمودار، pH در مقابل غلظت مجموعه‌ای از عناصر بالقوۀ سمی ترسیم می‌شود (Ficklin et al. 1992; Plumlee et al. 1999). نمودار فیکلین‌ نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده در شکل 9 ارائه شده است. بر مبنای این نمودار، آب‌های محدودۀ ‌ مطالعه‌شده در ردۀ نزدیک به خنثی-پر فلز قرار می‌گیرند.

 

غلظت عناصر بالقوۀ سمی در نمونه‎‍های لجن و رسوب

غلظت عناصر اصلی و جزئی در رسوبات

در شکل 10، میانگین غلظت کل عناصر بالقوۀ سمی در 5 نمونۀ رسوب با ترکیب رسوبات میانگین (Bowen 1979) و ترکیب پوستۀ میانگین (Mason and Moore 1982) مقایسه شده است.

 

 

شکل 9- موقعیت نمونه‎‍های آب بر‌ نمودار فیکلین

Fig 9- The location of the water samples on the Ficklin Diagram

 

 

شکل 10- غلظت عناصر بالقوۀ سمی در نمونه‎‍های رسوب، در مقایسه با ترکیب رسوبات میانگین و پوستۀ میانگین

Fig 10- The concentration of the potentially toxic elements in the sediment samples compared with the Mean Sediment and Mean Crust compositions

 

 

این مقایسه‌ نشان‌دهندۀ بیشتر‌بودن غلظت نقره، آرسنیک، کادمیم، سرب و روی در نمونه‌های رسوب‌ مطالعه‌شده، در مقایسه با ترکیب رسوبات میانگین و ترکیب پوستۀ میانگین است.

به‌منظور ارزیابی خطر زیست‌‌محیطی بالقوۀ عناصر‌ مطالعه‌شده، نتایج به دست آمده با دستورالعمل‌های کیفی رسوب[16] تعریف‌شده‌ای مقایسه شد که مک‌‌‌دونالد و همکاران (MacDonald et al. 2000) آنها را ارائه کردند. مقادیر SQGs شامل دو شاخص غلظت آستانۀ اثر[17] و غلظت احتمالی اثر[18] است و مبنای مطمئنی را برای ارزیابی شرایط کیفیت رسوب در اکوسیستم‌های آبی ارائه می‌دهد. TEC، غلظت‌هایی را نشان می‌دهد که کمتر از آن، احتمال مشاهدۀ آثار مضر برای آبزیان وجود ندارد، در حالی که PEC، غلظت‌هایی را نشان می‌دهد که بیشتر از آن احتمال مشاهدۀ آثار جانبی آلاینده‌ها بر‌ آبزیان وجود دارد (Zhang et al. 2020b). غلظت آستانۀ اثر عناصر روی، نیکل، سرب، مس، کروم، آرسنیک و کادمیم به ترتیب 121، 7/22، 8/35، 6/31، 4/34، 7/9 و 9/0 میلی‎‍گرم بر کیلوگرم و غلظت احتمالی اثر این عناصر، به ترتیب 459، 6/48، 128، 149، 111، 33 و 9/4 میلی‎‍گرم بر کیلوگرم است. در تمام ایستگاه‌ها، غلظت عناصر آرسنیک، کروم، مس، نیکل، سرب و روی بیشتر از غلظت آستانۀ اثر و غلظت سرب، بیشتر از غلظت احتمالی اثر است؛ بنابراین در نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده، حضور این عناصر با بروز آثار منفی همراه است.

در جدول 3، شدت غنی‎‍شدگی نمونه‌ها از عناصر بالقوۀ سمی، با توجه به رده‌بندی ضریب غنی‎‍شدگی (Uugwanga and Kgabi 2020) نشان داده شده است. با توجه به نتایج حاصل از محاسبۀ ضریب غنی‎‍شدگی، رسوبات‌ مطالعه‌شده نسبت‌به عناصر مولیبدن، نیکل، توریم، کبالت، کروم، منگنز، آهن و اورانیم دارای غنی‎‍شدگی اندک‌ نسبت‌به آنتیموان و مس دارای غنی‎‍شدگی متوسط‌ نسبت‌به عناصر کادمیم، آرسنیک، روی و سرب دارای غنی‎‍شدگی درخور توجه و نسبت‌به نقره دارای غنی‎‍شدگی بسیار زیادند. روی یک عنصر ریزمغذی ضروری برای انسان است، اما دریافت مقادیر زیاد این عنصر خطرناک است. باید در کنار خواص مثبت درمانی رسوبات و لجن چشمه‎‍های آبگرم، به‌صورت جدی بر آثار منفی دیگر عناصر ذکر‌شده بر سلامت انسان، توجه شود.

 

غلظت عناصر اصلی و جزئی در لجن

در جدول 4، غلظت عناصر‌ مطالعه‌شده در نمونه‎‍های لجن برداشت‌شده از چشمه‎‍های آبگرم سمنان در مقایسه با مقادیر مرجع ارائه شده است. غلظت عناصر در این نمونه‎‍ها (بر‌حسب میلی‎‍گرم بر کیلوگرم وزن خشک) به‌صورت زیر کاهش می‎‍یابد:

Cd > U > Mo > Sb > Ag > Th > Co > Ni > As > V > Cr > Cu > Pb > Mn > Zn

در مقایسه با مقادیر مرجع، غلظت عناصر آرسنیک، کادمیم، کبالت، کروم، مس، آهن، منگنز، نیکل، سرب و روی بسیار بیشتر است.

با توجه به محاسبات انجام‌شده، ضریب زیست‎‍انباشت تمامی عناصر‌ مطالعه‌شده بسیار بزرگ است (جدول 4) که نشان‎‍دهندۀ قابلیت زیست‎‍انباشت عناصر بالقوۀ سمی به‌ویژه آرسنیک، منگنز، مس، نیکل، سرب و روی در نمونه‎‍های لجن است و باید از‌نظر بالنئولوژی و اهداف درمانی به این مسئله توجه شود.

 

جدول 3- ضریب غنی‎‍شدگی عناصر در نمونه‎‍های رسوب بر‌اساس رده‎‍بندی آوگوانا و گابی (Uugwanga and Kgabi 2020)

Table 3- The enrichment factor of elements in sediment samples based on the classification of (Uugwanga and Kgabi 2020)

Studied samples

Enrichment degree

EF Class

Mo (0.7), Ni and Th (1), Co (1.1), Cr (1.2), Mn (1.3), Fe (1.4), U (1.9)

Deficiency to minimal enrichment

<2

Sb (2), Cu (2.1)

Moderate enrichment

2-5

Cd (5.4), As (7.1), Zn (11.5), Pb (17.8)

Significant enrichment

5-20

Ag (26.9)

Very high enrichment

20-40

-

Extremely high enrichment

>40

 

جدول 4- غلظت عناصر بالقوۀ سمی در نمونه‌های لجن‌ مطالعه‌شده (مقادیر بر‌حسب mg/kg) و ضریب زیست‎‍انباشت عناصر در نمونه‎‍ها

Table 4- The concentration of metals in study sediments (mg/kg) and the Bioconcentration Factor of elements in the samples

 

Ag

As

Cd

Co

Cr

Cu

Mn

Mo

Ni

Pb

Sb

Th

U

V

Zn

SP1

6.2

30.5

1.1

5.9

44

180

195

1

33

219

2.1

1.61

1

35

955

SP2

3.2

28

0.6

6.6

61

114

311

<0.1

24

82

0.6

3.12

1.1

41

289

SP3

0.8

13.4

0.5

2.6

12

25

209

<0.1

8

31

<0.5

<0.1

0.3

11

80

SP4

0.8

51

0.6

7.9

64

33

270

1

26

342

0.9

3.88

1.5

47

469

mean

2.75

30.7

0.7

5.8

45.3

88

246.3

1

22.8

168.5

1.2

2.9

1

33.5

448.3

Algae guideline*

-

0.175

0.0173

3.33

4.57

23.2

-

67.5

-

0.574

-

-

-

-

128

BCF

 

1286

-

-

-

2340

2863

-

1053

1236

-

-

-

-

976

*IAEA-392 (2005)

 

 

نتیجه‌

نمونه‎‍های آب نسبت‌به دولومیت فوق اشباع، نسبت‌به کلسیت و آراگونیت، اشباع و نسبت‌به هالیت، ژیپس و انیدریت تحت اشباع‌اند. حضور یون‌های اسیدی مانند کلر و سولفات و دمای زیاد آب در چشمه‎‍های آبگرم‌ مطالعه‌شده، باعث افزایش انحلال‎‍پذیری عناصر بالقوۀ سمی ‎‍می‌شود. عناصر بالقوۀ سمی، دارای ویژگی‌های سمناکی، پایداری، نداشتن قابلیت تجزیه در محیط و تجمع در بافت اندام‌های انسانی‌اند. در طی استفاده از چشمه‎‍های آبگرم برای مقاصد درمانی، این عناصر از‌طریق بلع، استنشاق و تماس پوستی ‌وارد بدن انسان می‌شوند و خطراتی را برای سلامتی‌اش به وجود می‌آورند. بور، لیتیم، سلنیم، روی، مس، منگنز و آهن در محدودۀ مجاز غلظت دارای آثار مثبت برای سلامتی‌اند، در حالی که هیچ نقش مثبت شناخته‌‌شده‎‍ای برای آرسنیک، سرب، نیکل و باریم وجود ندارد. غلظت عناصر بور، لیتیم، روی، باریم، سرب، سلنیم، مس، آرسنیک، نیکل و منگنز در همۀ نمونه‎‍ها بیشتر از میانگین غلظت این عناصر در آب‎‍های طبیعی غیر آلوده است. همچنین بر‌اساس شاخص درجۀ آلودگی، همۀ نمونه‌ها به عناصر بالقوۀ سمی آلوده‌اند و چشمۀ SP4 بیشترین میزان آلودگی به عناصر بالقوۀ سمی را نشان می‎‍دهد که‌ ناشی از دمای بیشتر این چشمه و قابلیت آب برای انحلال عناصر بالقوۀ سمی است. شاخص آلودگی فلزات سنگین در همۀ نمونه‎‍ها بیشتر از 75 است؛ بنابراین نمونه‎‍ها به‌شدت به عناصر بالقوۀ سمی آلوده‎‍اند و بیشترین آلودگی مربوط به نمونۀ  SP4 است. ترسیم نمودار فیکلین نشان داد‌ آب‌های محدودۀ‌ مطالعه‌شده در ردۀ نزدیک به خنثی-پر فلز قرار می‌گیرند. نمونه‎‍های رسوب نسبت‌به عناصر نقره، سرب، آنتیموان، روی، کادمیم و آرسنیک آلوده‌اند. لجن چشمه‎‍های آبگرم نیز از عناصر روی، سرب، نیکل، مس، منگنز و آرسنیک غنی‎‍شدگی نشان می‎‍دهد‌ روی و مس عناصر ضروری‌اند و تمرکز آن در آب، رسوبات و لجن چشمه‎‍های گرم، با آثار مثبت سلامتی همراه است، در حالی که سرب و منگنز، هر دو جزء عوامل سمیت عصبی‌اند[19]‌ و دریافت مقادیر زیاد این عناصر، به آسیب‌های جدی مغز و اعصاب منجر می‌شود؛ به‌ویژه‌ سرب در بروز مشکلات سلامتی برای کودکان حائز اهمیت است و ‌باعث کاهش ضریب هوشی، اختلالات رفتاری، تأثیر منفی بر رشد مغز می‌شود. آرسنیک و نیکل نیز جزء عوامل سرطان‌زا طبقه‎‍بندی شده‎‍اند و دریافت آنها ‌با آثار جدی سلامتی همراه است. با توجه به نتایج به دست آمده، باید در کنار آثار درمانی احتمالی آب این چشمه‎‍ها، به آلودگی نمونه‎‍های‌ مطالعه‌شده نسبت‌به عناصر بالقوۀ سمی نیز توجه شود.

 

تشکر و سپاسگزاری

نویسندگان مقاله مراتب سپاس خود را از معاونت محترم پژوهشی دانشگاه صنعتی شاهرود برای فراهم‌کردن امکانات انجام این پژوهش، ابراز می‎‍دارند. همچنین از هیئت تحریریۀ محترم نشریه و داوران مقاله، قدردانی می‎‍شود.

 

[1] Balneology

[2] Total Dissolved Solids, TDS

[3] Electrical Conductivity, EC

[4] Analysis

[5] Ficklin diagram

[6] Saturation Index, SI

[7] Ion Activity Product, IAP

[8] Solubility Product

[9] Total Hardness, TH

[10] Contamination Degree, Cd

[11] Water Hazard Index, WHI

[12] Heavy Metal Pollution Index; HPI

[13] Enrichment Factor, EF

[14] Bioconcentration Factor, BCF

[15] Piper diagram

[16] Sediment Quality Guidelines, SQGs

[17] Threshold Effect Concentration: TEC

[18] Probable Effects Concentration: PEC

[19] Neurotoxic

References

Appiah-Opong R. Ofori A. Ofosuhene M.  Ofori-Attah E. Nunoo F.K.E. Tuffour I. Gordon Ch. Arhinful D.K. Nyarko A.K. and Fosu-Mensah B.Y. 2021. Heavy metals concentration and pollution index (HPI) in drinking water along the southwest coast of Ghana. Applied Water Science, 11: 57.
ATSDR. 2012. Toxicological profile for chromium. U.S. department of health and human services Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry.
Bowen H.J.M. 1979. Environmental chemistry of the elements. Academic Press, New York, 333 p.
Bowman B.A. and Russell R.M. 2006. Present Knowledge in Nutrition, 9th ed., Vol 1, International Life Sciences Institute (ILSI), Washington, DC, 187 p.
Chidambaram S. Karmegam U. Sasidhar P. Prasanna M.V. Manivannan R. Arunachalam R. Manikandan S. and Anandhan P. 2011. Significance of saturation index of certain clay mineral in shallow coastal groundwater, in and around Kalpakkam, Tamil Nadu, India. Journal of Earth System, 120: 897-909.
Debnath B. Singh W.S. and Manna K. 2019. Sources and toxicological effects of lead on human health. Indian Journal of Medical Specialities, 10(2): 66-71.
El-Din N.G.SH. Mohamedein I. and El-Moselhy Kh.M. 2014. Seaweeds as bioindicators of heavy metals off a hot spot area on the Egyptian Mediterranean Coast during 2008–2010. Environmental Monitoring and Assessment, 186: 5865–5881.
Ewusi A. Daanoba Sunkari E. Seidu J. and Coffie-Anum E. 2022. Hydrogeochemical characteristics, sources and human health risk assessment of heavy metal dispersion in the mine pit water–surface water–groundwater system in the largest manganese mine in Ghana. Environmental Technology & Innovation, 26: 102312.
Ficklin W.H. Plumlee G.S. Smith K.S. and McHugh J.B. 1992. Geochemical classification of mine drainages and natural drainages in mineralized areas. In: Kharaka Y.K. Maest A.S. (Eds.), Proceedings of water-rock interaction no 7. Balkema, Rotterdam, 381–384.
Forlenza O.V. de Paula V.J. Machado-Vieira R. Diniz B.S. and Gattaz W.F. 2012. Does lithium prevent alzheimer’s disease?. Drugs Aging, 29: 335–342.
Giggenbach W. 1988. Geothermal solute equilibria. Derivation of Na–K–Mg–Ca geoindicators. Geochimica et Cosmochimica Acta, 52(12): 2749–2756.
Giggenbach W. and Glover R.B. 1992. Tectonic regime and major processes governing the chemistry of water and gas discharges from the Rotorua geothermalfield, New Zealand. Geothermics, 21(1-2): 121–140.
Hounslow A. 1995. Water quality data: analysis and interpretation. CRC Press. LLC, Lewis Publishers, Boca Raton. 416 p.
IAEA-392. 2005. International Atomic Energy Agency. Trace, Minor and Major Elements in Algae. https://nucleus.iaea.org/rpst/.../IAEA-392.htm
Jurowski K. Szewczyk B. Nowak G. and Piekoszewski W. 2014. Biological consequences of zinc deficiency in the pathomechanisms of selected diseases. Journal of Biological Inorganic Chemistry, 19(7): 1069-1079.
Karimi S. Mohammadi Z. and Samani N. 2017. Geothermometry and circulation depth of groundwater in Semnan thermal springs, Northern Iran. Environmental Earth Sciences, 76: 659.
MacDonald D.D. Ingersoll C.G. and Berger T.A. 2000. Development and evaluation of consensus- based sediment quality guidelines for freshwater ecosystems. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 39: 20–31.
Majhi A. and Keshari Biswal S. 2016. Application of HPI (Heavy Metal Pollution Index) and correlation coefficient for the assessment of ground water quality near Ash Ponds of Thermal Power Plants. International Journal of Science Engineering and Advance Technology, 4 (8): 395-405.
Maret W. 2017. Zinc in Cellular Regulation: The nature and significance of “Zinc Signals”. International Journal of Molecule Sciences, 18: 2285.
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.
Mason B. and Moore C.B. 1982. Principles of Geochemistry, (2rd Edition). John Wiley and Sons Ltd. 344 p.
Mena I. 1981. Manganese. In: Bronner F. and Coburn J.W. (Eds.), Disorders of mental metabolism. Academic, New York,  233–270.
Mirhosseini. S.M. Moattar F. Negarestani A. and Karbasi A.R. 2015. Role of hot springs’ hydrochemistry in Balneotherapy, Case Study: Fotoyeh and sanguyeh springs, western Hormozgan. Hormozgan Medical Journal, 19(3): 194-203.
Nielsen F.H. and Meacham S.L. 2011. Growing evidence for human health benefits of boron. Evidence-Based Complementary and Alternative Medicine, 16(3):169–180.
Panneerselvam B. Muniraj K. Thomas M. Ravichandran N. and Bidorn B. 2021. Identifying influencing groundwater parameter on human health associate with irrigation indices using the Automatic Linear Model (ALM) in a semi-arid region in India. Environmental Research, 202: 111778.
Pehlivan R. 2003. The effects on human health and hydrogeochemical characteristics of the Kirkgecit and Ozancik hot springs, Canakkale, Turkey. Environmental Geochemistry and Health, 25(2): 205-217.
Plumlee G.S. Smith K.S. Montour M.R. Ficklin, W.H. and Mosier E.L. 1999. Geologic controls on the composition of natural waters and mine waters draining diverse mineral–deposit types. In: Filipek L.H. Plumlee G.S. (Eds.), The environmental geochemistry of mineral deposits. Part B: case studies and research topics, vol 6B. Society of Economic Geologists, Littleton, 373–432 (Reviews in Economic Geology)
Robinson B. Duwig C. Bolan N. Kannathasan M. and Saravanan A. 2003. Uptake of arsenic by New Zealand watercress (Lepidium sativum). Science of the Total Environment, 301(1-3): 67-73.
Singh H.K. Chandrasekharam D. Vaselli O. Truptil G. Singh B. Lashin A. and Al Arifi N. 2015. Physico-chemical characteristics of Jharkhand and West Bengal thermal springs along SONATA mega lineament, India. Journal of Earth System Science, 124: 419-430.
Sukthana Y. Lekkla A. Sutthikornchai C. Wanapongse P. Vejjajiva A. and Bovornkitti S. 2005. Spa, springs and safety. Southeast Asian Journal of Tropical Medicine & Public Health, 36: 10-16.
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(1-4): 227-243.
Tchounwou P.B. Centeno J. A. and Patlolla A.K. 2004. Arsenic toxicity, mutagenesis, and carcinogenesis–a health risk assessment and management approach. Molecular and Cellular Biochemistry, 255(1): 47-55.
Tijani M.N. 2009. Contamination of shallow groundwater system and soil–plant transfer of trace metals under amended irrigated fields. Agricultural Water Management, 96(3): 437-444.
Toth A.N. Sztermen A. and Fenerty D. K. 2015. Social acceptance of geothermal energy through tourism and balneology. In Proceedings World Geothermal Congress.
Uugwanga M.N. and Kgabi N.A. 2020. Assessment of metals pollution in sediments and tailings of Klein Aub and Oamites mine sites, Namibia. Environmental Advances, 2: 100006.
USEPA 2013. Basic information about barium in drinking water. http://water.epa.gov/drink/contaminants/basicinformation/barium.cfm
WHO (World Health Organization) 2012. Guidelines for drinking-water quality [electronic resource]: incorporating 1st and 2nd addenda, vol 1, Recommendations. 3rd edn. Geneva, Switzerland.
Yazbeck C. Kloppmann W. Cottier R. Sahuquillo J. Debotte G. and Huel G. 2005. Health impact evaluation of boron in drinking water: a geographical risk assessment in Northern France. Environmental Geochemistry and Health, 27:419–427.
Zhang T. Li L. Xu F. Chen X. Du L. Wang X. and Li Y. 2020 b. Evaluation of the environment risk, fractions and mobilization of nickel (Ni) in sediments of the Jialing River by sediment quality guidelines, sequential extraction and Chelex-AgI gel DGT probe. Applied Geochemistry. 118: 104634
Journal of Stratigraphy and Sedimentology Researches
Volume 39, Issue 3 - Serial Number 92
Journal of Stratigraphy and Sedimentology Researches , Vol. 39, Issue 3, No. 92, Autumn 2023
October 2024
Pages 41-60

Files

Share

How to cite

Statistics