ناپویا سازی آرسنیک در یک خاک آهکی به کمک زئولایت اصلاح شده با آهن، آلومینیوم و منگنز

نوع مقاله: مقاله پژوهشی

نویسندگان

1 دانشجوی دکتری، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد*(مسئول مکاتبات).

2 استاد، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

3 دانشیار، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

4 استادیار، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

5 شرکت آب و فاضلاب روستایی استان خراسان رضوی

چکیده

آلودگی خاک ها و آب به آرسنیک که شبه فلزی سمی و سرطان زاست خطر ورود آن را به چرخه غذایی افزایش می دهد. به منظور افزایش کارآیی زئولایت برای جذب آرسنیک و ناپویاسازی آن در خاک، زئولایت ایرانی  از نوع کلینوپتیلولایت به وسیله آهن، منگنز و آلومینیوم اصلاح شد و در یک سری آزمایش های عصاره گیری شیمیایی به وسیله DTPA و آزمایش های گلخانه ای با  استفاده از گیاه جو به عنوان شاخصی زیستی مورد استفاده قرار گرفت. همین طور اثرات بیولوژیکی استفاده از این اصلاحگرهای خاک با اندازه گیری فعالیت آنزیم فسفاتاز و دهیدروژناز در خاک بررسی شد. این آزمایش در قالب طرح کاملا تصادفی با آرایش فاکتوریل شامل 5 نوع زئولایت ( اصلاح شده با آهن، منگنز، آلومینیوم و ترکیب آهن و منگنز یا آهن و آلومینیوم) و دوسطح 2 و 5 % از هر کدام از تیمارها صورت پذیرفت. نتایج حاصل از این تحقیق نشان داد که تیمارهای استفاده شده زیست توده تولیدی را افزایش و  غلظت آرسنیک در گیاه جو و آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA را کاهش داد. همچنین کاربرد بیشتر تیمارها میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز به عنوان شاخصی از سلامت خاک را افزایش می دهد. در حالی که تنها زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز را به طور معنی دار افزایش داد. نتایج حاصل از مطالعه نشان داد زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم و منگنز می تواند به عنوان گزینه ای مناسب، ارزان و دوستدار محیط زیست برای ناپویاسازی آرسنیک در خاک های آلوده مورد استفاده قرار گیرد و خطر ورود آن به چرخه غذایی را کاهش دهد.
 

کلیدواژه‌ها


 

 

 

 

 

علوم و تکنولوژی محیط زیست ، دوره شانزدهم، شماره دو ،  تابستان 93

 

ناپویا سازی آرسنیک دریک خاک آهکی به کمک زئولایت اصلاح شده با آهن، آلومینیوم و منگنز

 

سعید باقریفام*[1]

saeed_bagherifam@yahoo.com

 امیر لکزیان[2]

امیر فتوت[3]

رضا خراسانی[4]

سمانه اکبرزاده[5]

علی متدین2

 

 

تاریخ دریافت:3/10/92

تاریخ پذیرش:12/3/93

 

چکیده

آلودگی خاک ها و آب به آرسنیک که شبه فلزی سمی و سرطان زاست خطر ورود آن را به چرخه غذایی افزایش می دهد. به منظور افزایش کارآیی زئولایت برای جذب آرسنیک و ناپویاسازی آن در خاک، زئولایت ایرانی  از نوع کلینوپتیلولایت به وسیله آهن، منگنز و آلومینیوم اصلاح شد و در یک سری آزمایش های عصاره گیری شیمیایی به وسیله DTPA و آزمایش های گلخانه ای با  استفاده از گیاه جو به عنوان شاخصی زیستی مورد استفاده قرار گرفت. همین طور اثرات بیولوژیکی استفاده از این اصلاحگرهای خاک با اندازه گیری فعالیت آنزیم فسفاتاز و دهیدروژناز در خاک بررسی شد. این آزمایش در قالب طرح کاملا تصادفی با آرایش فاکتوریل شامل 5 نوع زئولایت ( اصلاح شده با آهن، منگنز، آلومینیوم و ترکیب آهن و منگنز یا آهن و آلومینیوم) و دوسطح 2 و 5 % از هر کدام از تیمارها صورت پذیرفت. نتایج حاصل از این تحقیق نشان داد که تیمارهای استفاده شده زیست توده تولیدی را افزایش و  غلظت آرسنیک در گیاه جو و آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA را کاهش داد. همچنین کاربرد بیشتر تیمارها میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز به عنوان شاخصی از سلامت خاک را افزایش می دهد. در حالی که تنها زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز را به طور معنی دار افزایش داد. نتایج حاصل از مطالعه نشان داد زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم و منگنز می تواند به عنوان گزینه ای مناسب، ارزان و دوستدار محیط زیست برای ناپویاسازی آرسنیک در خاک های آلوده مورد استفاده قرار گیرد و خطر ورود آن به چرخه غذایی را کاهش دهد.

 

واژه های کلیدی: آرسنیک، ناپویاسازی، زئولایت اصلاح شده، خاک آهکی، کلینوپتیلولایت.

 

 

مقدمه


آرسنیک عنصری شبه فلزی و متعلق به گروه 15 جدول تناوبی عناصرمی باشد. این عنصر در مقادیر بسیار کم در پوسته زمین یافت می‌شود. آرسنیک از زمان های بسیار دور و به طور تاریخی به عنوان یک سم استفاده شده است. آرسنیک در صنایع مختلف و در تولید محصولات فراوانی از قبیل شیشه، سرامیک، وسایل الکتریکی، مواد آرایشی و مواد انفجاری در آتش‌بازی ها کاربرد دارد. در نیمه دوم قرن 20 آرسنیک به طور گسترده‌ای در تولید آفت‌کش ها و حشره‌کش ها و همین طور تولید مواد محافظ چوب مورد استفاده قرار گرفت(1 و 2).  افزایش غلظت آرسنیک در طبیعت هم به صورت طبیعی در مکانهایی که آن ها به لحاظ زمین شناسی تجمع یافته ‌است و هم در اثر فعالیت های انسانی اتفاق می‌افتد. آرسنیک عنصری سرطان زاست و  تمایل بالایی به گروه های تیولی دارد و در واکنش‌های زیستی می تواند جایگزین فسفر شود که نشان دهنده نقش بسیار مخرب این عنصر در تقسیم DNA و فعالیت های متابولیکی است. سازمان بهداشت جهانی غلظت مجاز آرسنیک در آب آشامیدنی را برابر 10 میکروگرم بر لیتر در نظر گرفته است (3). خاک ها از طریق از طریق آبشویی بوسیله آب های آلوده و همچنین فعالیت های صنعتی و معدن کاری می تواند به آرسنیک آلوده شود. بنابراین اتخاذ راهکارهایی برای پالایش، مدیریت و کاهش سطح آلودگی ایجاد شده ضروری به نظر می‌رسد.

روش های مختلفی برای پالایش و کاهش سطح این آلاینده های سمی پیشنهاد شده‌است. در روش‌های فیزیکی از خاک‌برداری و حمل خاک از محل اصلی به نقاط دیگر استفاده می‌شود که به آن ها روش های غیر درجا (Ex situ) می‌گویند. پس از حمل خاک از محل اصلی به وسیله پالایش صحرایی، پالایش حرارتی، در آمیختن با آسفالت و یا عصاره گیری شیمیایی با یک سورفکتانت، سطح آلاینده کاهش می‌یابد. این روش‌ها عموماً بسیار پر‌هزینه هستند و نیاز به تجهیزات فراوان دارند. روش های دیگر روش‌های درجا هستند. در این روش ها نیازی به خاک برداری نیست. این روش ها شامل متصاعد سازی برای آلاینده های آلی فرار، تجزیه زیستی به کمک میکروارگانیزم‌ها، تثبیت زیستی فلزات سنگین به وسیله میکرو ارگانیزم‌ها و یا مواد شیمیایی تثبیت‌کننده، روش های گیاه‌پالایی Phytoremediation)) و آب شویی زیستی می‌باشد. این روش ها کم هزینه‌تر هستند و به دلیل پالایش آلاینده‌ها در محل، امکان بهره برداری ساده‌تر و بهتر بعدی از آن ها فراهم خواهد ‌بود (4). استفاده از روش تثبیت شیمیایی رو به گسترش است. زیرا این فن آوری بسیار ساده، ارزان، و سازگار با محیط‌زیست است. تثبیت ‌شیمیایی در محل In-Situe Stabilization)) بر مبنای کاهش فراهمی و حرکت‌پذیری آلاینده و یا افزایش جذب و رسوب آلاینده در محل استوار است. مواد سمی به تیمار شیمیایی مورد استفاده چسبیده و با آن پیوند برقرار می‌کنند که به این طریق فراهمی و حرکت‌پذیری آن کاهش می‌یابد. هدف اصلی در این فن آوری تغییر گونه‌بندی (speciation) فلز سمی و بنابراین کاهش زیست فراهمی آن است. اما این تکنولوژی نیز مانند تمام روش های زیست محیطی دیگر مشکلاتی دارد که مهم ترین آن ها این است که باید پایداری بسیار بالایی در بلند مدت داشته باشد (4). مطالعات متعددی در مورد استفاده از تثبیت‌کننده های شیمیایی گوناگون برای تثبیت آرسنیک در خاک انجام یافته است. در این مطالعات از کانی های رسی، اکسیدها و هیدروکسیدهای‌آهن و آلومینیوم مختلف برای تثبیت آرسنیک در خاک های آلوده استفاده شده است(13-5).    

مطالعات زیادی در مورد جذب آرسنیک بر سطح مواد جاذب با ویژگی های مختلف صورت پذیرفته است که در بسیاری از آن ها کانی های طبیعی و بسیاری مواد‌ معدنی تغییر‌یافته که به وسیله تکنیک‌های مهندسی شیمی پوشش‌دار شده و یا ویژگیهای سطحی آن ها تغییر یافته، مورد استفاده قرار گرفته است .هارتلی و همکاران (5) به بررسی اثر ترکیبات مختلف آهن در تثبیت و کاهش حرکت پذیری آرسنیک در چند خاک آلوده پرداختند. آن ها در این مطالعات از گئوتیت، سولفات آهنII، سولفات آهن III و آهک استفاده کردند و با اعمال یک سری آزمایشات آب شویی کوتاه و بلند‌مدت به بررسی کارایی این مواد تثبیت‌کننده برای تثبیت آرسنیک در خاک پرداختند. نتایج این آزمایش ها نشان داد که ترکیبات حاوی آهن قادراست به خوبی غلظت آرسنیک را در عصاره‌ها کاهش دهد. این محققان گزارش کردند که در بررسی اثر تثبیت‌کننده‌ها بر آلاینده‌ها در خاک باید اثرات آن ها بر حرکت پذیری سایر عناصر موجود در خاک نیز بررسی شود. درگزاریان (13) در مطالعات خود به بررسی اثر جاذب های MgO, ZnO, Fe3O4, TiO2 ,CaO و Al2O3 بر تثبیت آرسنیک در پسماندهای معادن مختلف ایالت کبک با درصد آرسنیک بالا پرداخت. در این مطالعات مشخص شد که از بین تثبیت کننده‌های ذکر شده اکسید روی بالاترین بازدهی را در تثبیت آرسنیک در پسماندهای معدنی داشت. او همچنین گزارش کرد که دی‌اکسید‌روی نانو قادر است تا 99 % غلظت آرسنیک را در محلول آبشویی شده این عناصر کاهش دهد. در مطالعه ویگوت و همکاران (14) در دانشگاه پنسلولنیا اثر سولفات فرو و هیدروکسید‌کلسیم بر تثبیت شیمیا‌یی آرسنیک در خاک آلوده معدنی و یک خاک به طریقه مصنوعی آلوده شده به وسیله آرسنات بررسی شد. سپس با روش های عصاره‌گیری دنباله ای و مطالعات میکروسکوپ الکترونی و پراش پرتو ایکس به بررسی مولکولی فازهای شیمیایی ایجاد شده پس از انجام تثبیت پرداختند. نتایج حاصل از این آزمایش حاکی از وجود مقدار زیادی کانی هورنزیت در فازهای ایجاد شده پس از تثبیت شیمیایی بود. همچنین آن ها گزارش کردند ترکیبات آرسنیک و گوگرد نقش مهمی در کنترل شیمیایی آرسنیک بعد از انجام عمل تثبیت بر عهده دارد.

مطالعات متعدد نشان داده است که زئولایت طبیعی یا کلینوپتیلولایت قادر است برخی از رادیو نوکلئوتید ها و فلزات سنگین را از آب‌های آلوده جذب نماید(15و 16). زئولایت آلومینو‌سیلیکاتی کریستالی و دارای ساختمان سه‌بعدی است. بیش از 50 نوع زئولایت تا کنون شناخته شده‌است. زئولایت طبیعی دارای یک ساختمان سه‌بعدی است که ساختــار مولکـولی تیپیک آن Na6(AlO2)6(SiO2)30]·24H2O یا Na2, K2, Ca, Mg)3 [(AlO2)6(SiO2)30]·24H2O ) شناخته شده‌است (17 و18). ظرفیت تبادل کاتیونی (CEC) آن ها بین 100 تا 300 meq/100 kg متغیر است و تمایل فراوانی برای جذب کاتیونه ا در شبکه سه بعدی خود دارد (19). زئولایت‌ها به طور گسترده به عنوان غربال های مولکولی استفاده شده ‌است. مهم‌ترین کاربرد‌های آن ها استفاده در کشاورزی و آلودگی زدایی به وسیله جداسازی، جذب، رهاسازی و تبادل یونی است (20). بنابراین در انتخاب مواد تثبیت‌کننده شیمیایی در این تحقیق تلاش شده‌ است تا با انجام تغییر در ساختار شیمایی مواد معدنی طبیعی همانند زئولایت، میزان کارایی آن ها را در تثبیت شبه فلزات در خاک افزایش دهیم. در این مطالعه تلاش ‌شد تا با پوشش دادن زئولایت طبیعی به وسیله آهن و منگنز و آلومینیوم که که جاذب های بالقوه آرسنیک محسوب می شود توانایی زئولایت را در تثبیت آرسنیک در خاک افزایش دهیم. در نهایت تلاش شد با انجام آزمایش های عصاره گیری مرحله‌ای، کارآمد ترین تثبیت کننده‌ها برای این عنصر را شناسایی کنیم.

مواد و روش ها

خاک مورد استفاده از محل پردیس دانشگاه فردوسی مشهد جمع آوری شد و پس از هوا خشک شدن از الک 2 میلی متری عبور داده شد. به منظور آلوده سازی نمونه ها ی خاک با آرسنیک (50 میلی گرم بر کیلوگرم) مقادیر مناسب از نمک سدیم آرسنیت ((NaAsO2 و در آب مقطر معادل 70% ظرفیت زراعی حل شد و به نمونه های خاک اضافه و به خوبی مخلوط گردید. این آزمایش به صورت طرح کاملا تصادفی و در قالب فاکتوریل انجام یافت. به منظور پوشش دار کردن و اصلاح سطح زئولیت مورد مطالعه از روش Cedillo و همکاران (2011) با اندکی تغییرات به منظور بهینه سازی جذب آرسنیک استفاده شد (10). به این منظور مقدار 300 گرم زئولیت به مدت 8 ساعت با محلول 1 مولار از محلول های AlCl3.6H2O, FeCl3.6H2O, MnCl2.6H2O و یا با مخلوط 1 مولار از محلول های FeCl3.6H2O+ MnCl2.6H2O و AlCl3.6H2O+ FeCl3.6H2O بر روی شیکر دوار شیک شد و سپس فاز جامد و محلول به وسیله سانتریفیوژ کردن تعلیق با سرعت 4000  دور بر دقیقه جدا شد (10). به این ترتیب 5 نوع زئولایت اصلاح شده تولید شد که بر حسب نوع پوشش عبارتند از .Fe-Z, Mn-Z, Al-Z, FeAl-Z, FeMn-Z زئولیت های اصلاح شده در 60 درجه سانتی گراد خشک شدند و و برای همگن سازی از الک عبور داده شده و برای استفاده نگه داری شد. خاک آلوده به آرسنیک با نسبت های2% و 5% از هریک از زئولیت های اصلاح شده تولیدی به خوبی مخلوط گردید و همراه با خاک شاهد (50 میلی گرم بر کیلـوگرم آرسنیک و بدون تیمـــار با زئولیت های اصلاح شده)  به مدت 3 ماه در گل دان های پلاستیکی در شرایط رطوبت معادل 70% ظرفیت زراعی و تحت شرایط ثابت گل خانه ای نگه داری شد.  سپس 5 عدد بذر جوانه دار جو (Hordeum vulgare L) در گل دان ها قرار داده شد و پس از ظهور گیاهچه ها به مدت 6 هفته با وزن کردن روزانه در شرایط ثابت گلخانه ای و رطوبت معادل 70% ظرفیت زراعی نگه داری شدند.  گیاهان پس از 40 روز از سطح خاک برداشت شد. ریشه ها و ساقه های جداشده به طور کامل به وسیله آب مقطر شستشو داده شد. ساقه و ریشه گیاهان یاد شده برای تعیین وزن خشک به مدت 48 ساعت در آون در دمای 60 درجه سانتی‌گراد قرار گرفته شد. نمونه ها پس از تعیین وزن خشک آسیاب و الک شده و 5/0 گرم از مواد گیاهی ریشه و ساقه بوسیله مخلوط حاوی 80 درصد اسید نیتریک و20 %  اسید پرکلریک هضم شد. سپس نمونه ها به حجم 25 میلی لیتر رسانده شده و برای آنالیز غلظت آرسنیک نگه داری شد. پس از پایان دوره آزمایش خاک مورد استفاده به وسیله DTPA و به روش لیندزی و نورول عصاره گیری شد (21). سپس در نمونه های خاک هر تیمار میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز مطابق متد طباطبائی (22) و به وسیله استفاده از پارانیتروفیل فسفات به عنوان سوبسترا و میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز بوسیله متد کاسیدا (23) و کاهش تری‌فنیل‌تترازولیوم‌کلراید به تری‌فنیل‌فرمازان اندازه گیری شد. مقدار نیتروژن کل خاک به روش کجلدال اندازه گیری شد (24).EC  توسط دستگــــــاه هدایـــت سنج مدل Jenway 4310  وpH  به وسیله pH متر مدل Metrohm 632 در نسبت خاک به آب 1:5 اندازه گیری شد. مقدار پتاسیم قابل دسترس نمونه های خاک با استفاده از استات آمونیم یک نرمال عصاره گیری و توسط دستگاه فلیم فتومتر مدل PFP 7 Jenway اندازه گیری شد (24). کربن آلی به روش اکسایش با دی کرومات اندازه گیری شد (24). غلظت آرسنیک کل در خاک با روش هضم با تیزاب سلطانی (Aqua regia) اندازه گیری شد. برای اندازه گیری مقدار جذب از دستگاه اسپکتروفتومتر مدل S2000 UV/Vis استفاده گردید. بافت خاک به روش هیدرومتری تعیین شد (24).

          ویژگی های مینرالوزیکی زئولیت مورد مطالعه به وسیــله استفــاده از آنالیـــز XRD با استفــاده از دستــگاه   Bruker D8 X-ray diffractometer به وســـــــیله اشعـــــه Cu-Kα (40 kV and 30mA) در زاویه θ 2 و فواصل زمانی 1s انجام پذیرفت. غلظت آرسنیک در نمونه های گیاهی و عصاره های  DTPA  به وسیله دستگاه جذب اتمی مجهز به دستگاه جانبی تولید کننده هیدرید شبه فلزات  Hydride generation Atomic Adsorption Spectroscopy (HG-AAS) اندازه گیری شد. نتایج حاصل از این آزمایش به وسیله نرم افزار آماری 12GenStat  آنالیز و مقایسه میانگین ها به وسیله آزمون چند دامنه ای دانکن صورت پذیرفت.

 

نتایج

ویژگی های فیزیکی و شیمیایی خاک مورد مطالعه در این آزمایش در جدول یک ارایه شده است. نتایج حاصل از آزمایش های خاک نشان داد که بافت خاک مورد مطالعه لومی و مقادیر پتاسیم و فسفر به ترتیب 270 و 9 میلی گرم بر کیلوگرم و نیتروژن 054/0 درصد خاک را تشکیل می دهد. مقدار ماده آلی در خاک مورد مطالعه 5/0 درصد بود. همچنین مقدار آهک خاک معادل 34% محاسبه شد. نتایج حاصل از طیف نگاری XRD نشان داد که زئولایت مورد استفاده عمدتا از نوع  کلینوپتیلولایت ســدیمی  (Na-Clinoptilolite) می باشد و حاوی مقداری ناخاصی اکسید سیلیسیم (SiO2) که فرمول عمومی آن [(Ca1.8Mg0.16Na4.24K0.28)(Al8.16Si27.84O72)(H2O2)24.88 ]  می باشد (نمودار 1).

 

 

 

 

جدول 1- ویژگی های فیزیکی و شیمیایی خاک مورد مطالعه

پارامتر

واحد اندازه گیری

خا مقدار

بافت

لوم

pH

1/8

EC

dS m -1

2

OM

%

500/0

نیتروژن کل

%

054/0

فسفر قابل استفاده

mg kg -1

9

پتاسیم قابل استفاده

mg kg -1

270

CEC

meq/100 g soil

8/14

ESP

-

91/1

آرسنیک

mg kg -1

1/1

 

نمودار 1- الگویXRD زئولایت خام

اثر زئولایت های اصلاح شده بر زیست توده

 

نتایج حاصل از این تحقیق نشان داد که زئولایت  خام و زئولایت های اصلاح شده زیست توده گیاه جو را در هر دو سطح 2% و 5% نسبت به تیمار شاهد افزایش دادند. با کاربرد سطح 5% زئولایت خام زیست توده تولیدی از 25/0 گرم در تیمار شاهد تا 55/0 گرم در سایر تیمارها افزایش یافت (نمودار 2). همین طورمیانگین زیست توده تولیدی در سطح 5% تیمار های AZ, FZ, MFZ, AFZ  به ترتیب برابر 55/0، 61/0، 51/0 و 52/0  گرم بود.  بالاترین مقادیر زیست توده تولیدی در زئولایت اصلاح شده با آهن (FZ) و آهن و منگنز ((MFZ مشاهده شد. چنان که در این تیمار هامیانگین مقدار زیست توده  حدود 60% افزایش یافت که این تغییرات زیست توده ای نسبت به سطح شاهد در سطح احتمال 05/0p< معنی دار بود.

 

 

    


 

نمودار 2- اثر  سطوح مختلف زئولایت های اصلاح شده بر روی تولید زیست توده گیاه جو

 

 

تیمارهایی که یک حرف مشترک دارند مطابق آزمون چند دامنه ای دانکن اثر آماری معنی داری در 05/0p< ندارند.

 

اثر زئولایت های اصلاح شده بر غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاه

نتایج حاصل از این آزمایش نشان داد که زئولایت خام و زئولایت اصلاح شده با آهن، منگنز و آلومینیوم غلظت آرسنیک را در بخش هوایی گیاه جو کاهش می دهد (شکل 3). همین طور با افزایش مقدار زئولایت در خاک از 2% به 5%، مقدارآرسنیک در بخش هوایی گیاه بیشتر کاهش می یابد. غلظت آرسنیک در بخش هوایی از 6/6 میلی گرم بر کیلوگرم در تیمار شاهد تا 5/5، 4/5، 9/4، 9/3، 15/3 و 2 میلی گرم بر کیلوگرم در تیمارهای MZ, AZ, FZ, MFZ RZ, وAFZ افزایش یافت. سطح 5% تیمار AFZ بیشترین تاثیر کاهشی را در غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاه جو موجب شد. چنان که غلظت آرسنیک با کاربرد این تیمار با حدود 70% کاهش از 6/6 میلی گرم بر کیلوگرم در تیمار شاهد به 2 میلی گرم بر کیلوگرم کاهش یافت که این تغییر به لحاظ آماری در سطح 05/0p< معنی دار بود.

 

 

 

 

نمودار 3- اثر  سطوح مختلف زئولیت های اصلاح شده بر غلظت آرسنیک در بخش هوایی گیاه جو

 

 

تیمارهایی که یک حرف مشترک دارند مطابق آزمون چند دامنه ای دانکن اثر آماری معنی داری در 05/0p< ندارند.

 

اثر زئولایت اصلاح شده بر فعالیت انزیم فسفاتاز و دهیدروژناز خاک آلوده

اثر تیمارهای مورد مطالعه بر فعالیت آنزیم های فسفاتاز و دهیدروژناز در نمودار های 4 و 5 نمایش داده شده است. نتایج حاصل از این تحقیق نشان داد که به استثنای تیمار AFZ تیمارهای اعمال شده  اثر معنی داری در عملکرد آنزیم فسفاتاز در خاک ندارند. همچنین هر دو سطح 2%  و 5% تیمار AFZ مقدار فعالیت آزیم فسفاتاز را افزایش داد که این افزایش به لحاظ آماری در سطح  05/0p< معنی دار بود. با کاربرد 5% از زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم در خاک آلوده به آرسنیک میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز نسبت به سطح شاهد 13% افزایش یافت. نتایج حاصل از بررسی اثر زئولایت های اصلاح شده در میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز (نمودار 5) نشان داد که تیمار های حاوی آهن یعنی شامل تیمارهای FZ،  MFZ و AFZ میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز را در خاک به طور معنی داری 05/0p< افزایش می دهد در حالی که سایر تیمار ها اثر معنی داری بر عملکرد آنزیم دهیدروژناز نداشت. همین طور کاربرد سطح 5%  تیمار زئولایت اصلاح شده با آلومینیوم (AZ) میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز را اندکی نسبت به سطح شاهد کاهش داد که این کاهش به لحاظ آماری در سطح 05/0p< معنی دار نبود.

 


 


 


 

نمودار 4- اثر  سطوح مختلف زئولیت های اصلاح شده بر میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز در خاک

 


تیمارهایی که یک حرف مشترک دارند مطابق آزمون چند دامنه ای دانکن اثر آماری معنی داری در 05/0p< ندارند.

 

 

نمودار 5- اثر  سطوح مختلف زئولیت های اصلاح شده بر میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز در خاک

 

تیمارهایی که یک حرف مشترک دارند مطابق آزمون چند دامنه ای دانکن اثر آماری معنی داری در 05/0p< ندارد.

 

اثر زئولایت اصلاح شده در آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA:

اثر زئولایت های اصلاح شده بر آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA در نمودار 6 نمایش داده شده است. نتایج حاصل از این آزمایش نشان داد که کاربرد زئولایت اصلاح شده غلظت آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA را در تمام تیمارها کاهش داد. همین طور با افزایش درصد تیمار ها از 2% به 5% در خاک، مقدار آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA کاهش یافت. تیمارهای  AZ, MFZو AFZ بیش ترین تاثیر را در کاهش مقدار آرسنیک در عصاره DTPA داشت. بیش ترین تاثیر کاهشی در زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم ((AFZ ایجاد شد  چنان که با کاربرد سطح 2% و 5% این تیمار غلظت آرسنیک عصاره گیری شده با DTPA از 2  میلی گرم در کیلوگرم در تیمار شاهد به 68/0 و 57/0 کاهش یافت که به ترتیب معادل 66% و 72% کاهش می باشدکه این تغییرات در سطح آماری05/0p<  معنی دار بود .

 

 

 

نمودار 6- اثر  سطوح مختلف زئولایت های اصلاح شده بر میزان آرسنیک عصاره گیری شده

 از خاک به وسیله عصاره گیر  DTPA


تیمارهایی که یک حرف مشترک دارند مطابق آزمون چنـد دامنه ای دانکن اثر آماری معنی داری در 05/0p< ندارند.

 

بحث و نتیجه گیری

تا کنون مطالعه ای در زمینه استفاده از زئولایت اصلاح شده با آهن و منگنز و آلومینویم برای تثبیت آرسنیک در خاک انجام نیافته است. اما به دلیل توانایی بالای آهن برای تثبیت آرسنیک، ترکیبات آهن دار به طور گسترده ای به وسیله محققان مختلف برای ناپویا سازی آرسنیک مورد استفاده قرار گرفته است. Lee و همکاران (2011) از ضایعات صنعتی با درصد بالای آهن برای تثبیت آرسنیک و فلزات سنگین در خاک استفاده کردند و گزارش کردند که تیمار خاک با هر دو سطح 2 و 5% از ضایعات معدنی آهن دار، زیست توده گیاه کلم را نسبت به سطح شاهد افزایش داد (25). Yan و همکاران (2013) گزارش کردند که کاربرد زئولایت در خاک آلوده به آرسنیک، زیست توده گیاه طبی Panax notoginseng را به طور معنی داری در حدود 114 تا 256% افزایش داد (26). اگرچه کاربرد تمام تیمارها زیست توده گیاه جو را افزایش داد، اختلاف مشاهده شده در این مطالعه و مطالعه Yan و همکاران می تواند به تفاوت نوع زئولایت، نوع خاک و همچنین تفاوت در ویژگی های فیزیولوژیک دو گیاه مربوط باشد.

Lee و همکاران (2011) گزارش کاربرد ضایعات صنعتی غنی از آهن بر زیست توده و غلظت آرسنیک در گیاه کاهو را بررسی و گزارش کردند که کاربرد این مواد غلظت آرسنیک در گیا ه را به طور معنی داری نسبت به سطح شاهد کاهش می دهد (25). یان و همکاران با بررسی اثر سطوح مختلف زئولیت، آهن صفر ظرفیتی و بوکسیت بر گیاه  Panax notoginseng  گزارش کردند که کاربرد این مواد غلظت آرسنیک را در بخش هوایی گیاه به ترتیب 66، 63 و 61 % نسبت به تیمار شـاهد کاهش می دهد (26). ضریب انتقال آلاینده از خاک به گیاه به صورت زیر تعریف می شود :

غلظت آلاینده در خاک mg kg-1/ غلظت آلاینده در بخش هوایی گیاه mg kg-1

مقدار ضریب انتقال آرسنیک از خاک به گیاه در این مطالعه از 04/0 در سطح 5% تیمار AFZ تا 13/0 در تیمار شاهد تغییر کرد. مقدار این ضریب از 74 تا 126 برای گیاهانی با توانایی بسیار بالای جذب آرسنیک از خاک همانند سرخس(P.vittata)  و مقادیر بین 01/0 تا 17/0 برای گیاهان مقاوم گزارش شده است (29-27). همین طور مقدار معمول این ضریب برای گیاهان مختلف بین 01/0 تا 1/0 گزارش شده است (30). فاکتورهای مختلفی از قبیل منشا و حرکت پذیری  آلاینده و ویژگی های فیزیولوژیکی گیاهان مانند نفوذپذیری غشایی گیاهان برای فلزات و شبه فلـزات می تواند بر روی مقدار این ضریب موثر باشد (31). بنابراین مقدار نسبتا بالای این ضریب برای گیاه جو در این مطالعه می تواند به استفاده از خاک مصنوعا آلوده شده در این مطالعه، ویژگی های شیمیایی خاک مانند pH و درصد آهک بالا و ویژگی های فیزیولوژیکی گیاه جو مربوط باشد.

عوامل مختلفی از قبیل pH، دما، عمق، قدرت یونی، شوری و فلزات سنگین روی فعالیت های آنزیمی خاک تأثیر دارد. افتخار و خان مشاهده کردند که فعالیت های آنزیمی خاک با افزایش شوری (EC) خاک کاهش می یابد. به نظر می رسد که کاهش فعالیت های آنزیمی با افزایش شوری خاک به تغییر در پتانسیل اسمزی خاک و سمیت نمک یونی خاص بر روی ساختمان پروتئینی آنزیم مربوط باشد (32). فرانکن برگر و طباطبائی نشان دادند که بیشتر 21 عنصر کم مصرف، 12 علف کش، دو قارچ کش و دو حشره کش مطالعه شده از فعالیت آنزیم glutaminase جلوگیری می کنند اما درجه بازدارندگی آن ها در خاک های مختلف متفاوت است (33). در مطالعه ای فعالیت آنزیم فسفاتاز قلیایی در خاک هایی که مقادیری لجن فاضلاب حاوی فلزات سنگین در یافت کرده بودند، کاهش یافت (34). در این مطالعه مشخص شد که فعالیت های میکربی نسبت به گیاهان بیشتر از سمیت فلزات سنگین تاثیر می پذیرند. هافمن و سگرر فعالیت آنزیم های خاک را به عنوان شاخصی برای حاصل خیزی خاک معرفی کردند. آنزیم ها میتوانند تاثیر آب و هوا، شخم و تیمارهای خاک که در فعالیت آن ها تأثیر دارد را نشان دهد (35). استفاده از فعالیت های آنزیمی مختلف در خاک اخیراً به عنوان روشی برای پیش بینی حاصل خیزی خاک مطرح شده است. این روش می تواند بازتاب خوبی از آزادسازی عناصر غذایی در طول تجزیه ماده آلی و زیست فراهمی نسبی عناصر غذایی در مقایسه با فعالیت تنها یک آنزیم خاص باشد. مهم ترین و ارزشمند ترین کاربرد آنزیم ها در خاک ارزیابی مواد وارد شده به خاک و سلامت نسبی خــاک می باشد. مطالعات مختلفی انجام پذیرفته تا تغییرات آنزیمی خاک را که به وسیله باران های اسیدی، فلزات سنگین، آفت کش ها و سایر مواد شیمیایی مورد استفاده در صنعت و کشاورزی ایجاد می شود، مشخص سازد. تفاوت هایی بین چگونگی تاثیر فلزات سنگین و عوامل سمی بر فعالیت های آنزیمی خاک وجود دارد. بسیاری از فلزات سنگین در مقادیر کم برای فعالیت آنزیم ضروری است. به عنوان مثال  Niیک بخش ضروری در آنزیم اوره آز است. همچنین عناصر Mn ,Zn Co ,Ni ,Ba ,Cu ,Mg فعالیت آنزیم پیروفسفاتاز را با تشکیل پل های آنزیم-فلز-بستره تسریع می کنند (36).  فلزات سنگین اثرات ماندگار بازدارنده بر فعالیت های میکروبی خاک دارد .کاهش فعالیت میکروارگانیزم ها نتیجه بارز فراهمی فلزات سنگین است که به دنبال آن فعالیت آنزیمی به ویژه آنزیم های برون یاخته ای کاهش می یابد (37). لی و همکاران در مطالعه اثر ضایعات صنعتی آهن دار بر تثبیت آرسنیک در خاک گزارش کردند، برخی از این ضایعات میزان فعالیت آنزیم های فسفاتاز، دهیدروژناز، اوره آز، میزان تنفس میکروبی و معدنی شدن گلوکز در خاک را افزایش می دهد (25). در این مطالعه بیش ترین اثر مثبت بر میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز خاک به تیمارهای FZ و AFZ مربوط می شود. با کاربرد سطح 5% این دو تیمار در خاک آلوده به آرسنیک میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز به ترتیب 71% و 107% افزایش نشان داد. تفاوت مشاهده شده در این مقادیر با مطالعات سایر محققان می تواند به تفاوت در نوع تیمارهای اعمال شده، ویژگی های شیمییایی خاک مورد استفاده، منشا آلودگی آرسنیک و غلظت آرسنیک در خاک مربوط باشد.

محلول هــای  مختلفی در منابع به عنــوان شاخصــی از زیست فراهمی فلزات سنگین و شبه فلزات استفاده شده که شامل اسید های معدنی (HCl, HNO3)، عوامل کلات کننده (EDTA, DTPA)، نمکهای بافر (NH4OAc) و نمک های خنثی همانند CaCl2, NH4 NO3 است. اگرچه این عصاره گیرها و عصاره گیرهای مختلف دیگری در منابع به عنوان شاخصی از زیست فراهمی فلزات سنگین و شبه فلزات مورد استفاده قرار گرفته، تا کنون هیچ یک از این عصاره گیرها به طور جهانی به عنوان شاخص بخش فراهم آلاینده در خاک محسوب نمیشود (38). در این مطالعه از عصاره گیر DTPA به عنوان شاخصی از بخش زیست فراهم آرسنیک در خاک استفاده شد که نتایج مطالعه نشان داد در نمونه کنترل یا تیمار شاهد مقدار آرسنیک عصاره گیری شده معادل 4% از مقدار کل آرسنیک خاک (50 میلی گرم بر کیلوگرم) می باشد. همچنین استفاده از زئولایت اصلاح شده به خوبی مقدار آرسنیک در DTPA  یا زیست فراهمی آرسنیک را کاهش داد. مقادیر بالای کلیسم و منیزیوم به شکل های کلسیت ((CaCO3 و دولومیت ((CaMg(CO3)2 نقش مهمی در شیمی خاک های آهکی ایفا می کند. گزارش شده است که کلسیت می تواند از طریق ساز و کارهای تشکیل کمپلکس درون کره ای و یا رسوب کردن گونه های آرسنات را روی سطح خود جذب کند. همین طور در pH های قلیایی آرسنیک می تواند به درون ساختار کریستالی کلسیت نفوذ کند و آنرا جذب و ناپویا سازد ( 38 و 39). گلدبرگ و گلابینگ (1988) گزارش کردند که جذب آرسنات As(V) بر سطح کلسیت با افزایش مقدار pH از 6 تا 10 افزایش می یابد و در محدودهpH حدود 12-10 به حداکثر مقدار جذب می رسد (40). فندروف و همکاران (1997) جذب آرسنیک بر روی اکسید ها و هیدروکسیدها آهن را به عنوان مکانیسم اصلی جذب آرسنیک در خاک گزارش کردند (41) .  اکسیدهای آهن در منابع مختلف به دلیل تشکیل FeAsO4·H2O به عنوان یک جاذب بسیار قوی برای کاهش فراهمی آرسنیک و جذب آن در خاک عنوان شده است. آرسنیک می تواند بر روی سطح فری هیدریت کمپلکس های درون کره ای به صورت کمپلکس های یک هستـه ای یک دندانه ای یا دو هسته ای دو دندانه ای تشکیل دهد (25). نتایج آزمایش های شیمی خاک نشان داد که خاک مورد آزمایش آهکی و PH خاک برابر با 8 می باشد. بنابراین جذب و زیست فراهمی آرسنیک در خاک مورد مطالعه می تواند به وسیله تشکیل کمپلکس های درون کره ای با کلسیت یا اکسیدهای آهن و آلومینیوم تفسیر شود. همچنین کاهش زیست فراهمی، حرکت پذیری و متعاقبا کاهش مقدار جذب آرسنیک در اثر کاربرد زئولایت های اصلاح شده می تواند به تشکیل کمپلکس های نوظهور یافته آرسنیک و آهن و منگنز و آلومینویوم در سطح زئولایت های اصلاح شده نسبت داده شود. تفاوت های مشاهده شده در این مطالعه و مطالعات سایر محققان می تواند به تفاوت در شیمی خاک ، غلظت و منشا آلودگی آرسنیک و نوع تیمارهای مورد استفاده برای ناپویاسازی آرسنیک در خاک مربوط باشد.

 

نتیجه گیری

نتایج حاصل از این مطالعه نشان داد کاربرد زئولایت اصلاح شده با آهن، منگنز و آلومینیوم در خاک آلوده به آرسنیک زیست توده گیاه جو را افزایش داده است . همین طور زئولایت اصلاح شده با ناپویاسازی آرسنیک، غلظت آرسنیک را در بخش هوایی گیاه و مقدار آرسنیک عصاره گیری شده با  DTPA را که  شاخصی از زیست فراهمی عنصر می باشد،کاهش داد. بنا بر نتایج این مطالعه تنها زئولایت اصلاح شده با آهن و آلومینیوم ((AFZ میزان فعالیت آنزیم فسفاتاز را افزایش داد، اما تمامی تیمارهای حاوی آهن میزان فعالیت آنزیم دهیدروژناز را افزایش دادند. نتایج حاصل از این آزمایش نشان داد که کاربرد زئولایت اصلاح شده با آهن، منگنز و آلومینویم می تواند به عنوان گزینه ای مناسب برای ناپویا سازی آرسنیک در خاک مورد استفاده قرار گیرد و بنابراین خطر جذب گیاهی، شستشو و ورود به سفره های آب زیر زمینی و متعاقبا ورود عنصر سمی آرسنیک به چرخه غذایی را کاهش دهد.

 

تقدیر و تشکر

بدین وسیله از مدیریت محترم بخش پژوهشی شرکت آب و فاضلاب روستایی استان خراسان رضوی جناب آقای مهندس علی متدین و مدیریت محترم بخش وصول و درآمد شرکت آب و فاضلاب استان خراسان رضوی سرکار خانم بیتا باقریفام که نقش بسیار مهمی در انجام این طرح پژوهشی داشتند، تشکر و قدردانی می شود.

 

 

 

منابع

  1. Grover, K., Komarneni, S., Katsuki, H. 2010. Synthetic hydrotalcite-type and hydrocalumite-type layered double hydroxides for arsenate uptake, Applied Clay Science Vol. 48, pp. 631-637.
  2. Li, Y., James, D.R., Redwine, B. 2007.  In situ chemical fixation of arsenic-contaminated soils: An experimental study, Sci. Total Environ Vol. 387, pp. 28-41.
  3. World Health Organization (WHO). 2003. Arsenic in drinking water. 12 chemical Facts Sheet, part 12.8.
  4. Sparks, D. L., 1995. Environmental Soil Chemistry, CRC Boca Raton USA.
  5. Hartley, W., Edwards, R., Lepp, N.W. 2004. Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide-amended contaminated soils as evaluated by short- and long-term leaching tests, Environmental Pollution Vol. 131, pp. 495-504.
  6. Neupane, G., Donahoe, R.J. 2013. Calcium – phosphate treatment of contaminated soil for arsenic immobilization, Applied Geochemistry Vol. 28, pp. 145-154.
  7. Nagar, R., Sarkar, D., Makris, C.K., Datta, R. 2012. Arsenic bioaccessibility and speciation in the soils amended with organoarsenicals and drinking-water treatment residuals based on a long-term greenhouse study, Journal of Hydrology. http://dx.doi.org/10.1016/j.jhydrol.2012.2013, Vol. xxx, pp. xxx–xxx.
  8. Kim, K.R., Lee, B.T., Kim, K.W. 2012. Arsenic stabilization in mine tailings using nano-sized magnetite and zero valentironwith the enhancement of mobility by surface coating, Journal of Geochemical Exploration Vol. 113, pp. 124-129.
  9. Ko, M.S., Kim, J.Y., Lee, J. S., Ko, J.I., Kim, K.W. 2013. Arsenic immobilization in water and soil using acid mine drainage Sludge, Applied Geochemistry Vol. 35, pp. 1-6.
  10. Jiménez-Cedillo, M.J., Olguín, M.T., Fall, Ch., Colín, A., 2011. Adsorption capacity of iron- or iron manganese-modified zeolite-rich tuffs for As (III) and As (V) water pollutants, Applied Clay Science, Vol. 54, pp. 206-216.
  11. Zhang, M.Y., Wang, Y., Zhao, D.Y., Gang, P., 2010. Immobilization of arsenic in soils by stabilized nanoscale zero-valent iron, iron sulfide (FeS), and magnetite (Fe3O4) particles, Chinese Science Bulletin, Vol. 55, pp. 365-372.
  12. Contin, M., Mondini, C., Leita, L., Nobili, M.D., 2007. Enhanced soil toxic metal fixation in iron (hydr) oxides by redox cycles, Geoderma, Vol. 140,pp. 164-175.
  13. Dergazarian, S. Immobilization of arsenic in mine tailings using standard and nanoscale metal oxides, 2010. A Thesis In The Department of Building, Civil and Environmental Engineering, Concordia University, Montreal, Quebec, Canada.
  14. Voigt, D E., Brantley, S.L., Hennet, R.J.C., 1996. Chemical fixation of arsenic in contaminated soils, Applied Geochemisto.Vol. 1, pp. 633-643.
  15. Loizidou, M., Townsend, R. P., 1987. Ion-exchange properties of natural clinoptilolite ferrierite and mordenite: part II. Lead sodium and lead ammonium equilibria, Zeolites,Vol. 7,pp.153-159.
  16. Lepperd, D., 1996. Heavy metal sorption with clinoptilolite: alternativesfor treating contaminated soil and water. Journal of mineral engineering, Vol. 146, pp. 53-89.
  17. Breck, D. W., 1974. Zeolite Molecular Sieves, Wiley, NY, London, Sydney, Toronto.
  18. Haggerty, G. M., Bowman, R. S., 1994. Sorption of chromate and other inorganic anions by organo-zeolite, Environmental Science and Technology 28: 452-458.
  19. Ames, L., Zeolites removal of ammonium ions from agricultural waste waters. 1967. In: Proc.13 pacific Northwest Indust. Waste Conf. Washington states Univ. Pullman, Washington, p: 35-152.
  20. Kirk, R. E., Othmer, D.F., 1998. Kirk-Othmer Encyclopedia of chemical Technology. John Wiley.
  21. Karak, T., Abollino, O., Bhattacharyya, P., Das, K.K., Paul, R.K. 2011. Fractionation and speciation of arsenic in three tea gardens soil profiles and distribution of As in different parts of tea plant (Camellia sinensis L.), Chemosphere Vol. 85, pp. 948-960.
  22. Tabatabai, M.A., Bremner, J.M., 1969. Use of p-nitrophenyl phosphate for assay of soil phosphatase activity. Soil Biology and Biochemistry, Vol. 1, pp. 301-307.
  23. Casida, L.E., Klein, D.A., Santoro, T. 1964. Soil dehydrogenase activity. Soil Science Society of America Journal,Vol. 47,pp. 599-603.
  24. Sparks, D. L.1996. Methods of soil analysis. Part 3 - chemical methods, Soil Science Society of America, Wisconsin, Madison. pp. 1085-1121.
  25. Lee, S.H., Kim, E. Y., Park, H. J., Yun, J., Kim, G., 2011. In situ stabilization of arsenic and metal-contaminated agricultural soil using Industrial by-products, Geoderma, Vol. 161, pp. 1–7.
  26. Yan, X.L., Lin, L.Y., Liao, X.Y., Zhang, W.B., Wen, Y., 2013. Arsenic stabilization by zero-valent iron, bauxite residue, and zeolite at a contaminated site planting Panax notoginseng, Chemosphere Vol.xxx, pp. xxx–xxx.
  27. Fitz, J.W., Wenzel,W. W., 2002. Arsenic transformations in the soil-rhizosphere-plant system: fundamentals and potential application to phytoremediation, Journal of Biotechnology,Vol. 259- PP.278-299.
  28. Ma, L.Q., Komar, K.M., Zhang, T. C, Cai, W. Y., Kennelly, E.D., 2001. A fern that hyperaccumulates arsenic. Nature, Vol. 409, pp. 579-592.
  29. Jonnalagadda, S.B., Nenzou,G., 1997. Studies on arsenic rich mine dumps: II. The heavy element uptake by vegetation, Environ. Sci. Health, Vol, 32 (2), pp. 455-464.
  30. Kloke, A. D., Sauerbeck, R.., Vetter, H., 1984. The contamination of plants and soils with heavy metals and the transport of metals in terrestrial food chains. In: Nriagu J (ed) Changing metal cyclesand human health. Springer, Berlin, pp 113-141.
  31. Alloway, B. J., 1995. Heavy Metals in Soils, Alloway,blackie academic and professional,  Springer, pp. 308.
  32. Iftikhar, A. K., Khan, M., 1998. Studies on enzymes activity in normal and saline soils. Pakistan journal of agricultural resource, Vol. 9,pp. 505-508.
  33. Frankenberger, J., Tabatabaei, R. M., 1991. L-glutaminase activity of soils. Soil biology and biochemistry, Vol, 23, pp. 869-874.
  34. Yim, M. W., Tam, N. F., 1999. Effects of wastewater- borne heavy metals on mangrove plants and soil microbial activities. Marine pollution bulletin, Vol.39,pp. 179-186.
  35. Hofmann, E., Seegrer, A., 1950. Soil enzymes as measure of biological activity. Soil biology and biochemistry, Vol. 321, pp. 97-98.
  36. Dick, W. A., Tabatabaei, A., 1983, Activation of soil phosphatase by methal ions. Soil biology and biochemistry, Vol. 15, pp. 59-363.
  37. Bandick, A. K., Dick, R. P., 1999. Field management effects on soil enzyme activities on soil biological characteristics, Agriculture ecosystem environment, Vol. 66, pp. 241-249.
  38. Alexandratos, V. G., Elzinga, E. J., Reeder, R. J., 2007. Arsenate uptake by calcite: macroscopic and spectroscopic characterization of adsorption and incorporation mechanisms. Geochim. Cosmochim. Acta, Vol.71, pp. 4172–4187.
  39. Di Benedetto, F., Costagliola, P., Benvenuti, M., P.Lattanzi, M., Romanelli, G., Tanelli, 2006. Arsenic incorporation in natural calcite lattice, Evidence from electronspin echo spectroscopy. Earth Planet. Sci. Lett, Vol. 246, pp. 458–465.
  40. Goldberg, S., Glaubig, R.A., 1988. Anion sorption on a calcareous, montmorillonitic soil - arsenic. Soil Sci. Soc. Am. J, Vol.52, pp. 1297–1300.
  41. Fendorf, S., Eick, M.J., Grossl, P., Sparks, D.L., 1997. Arsenate and chromate retention mechanisms on goethite. 1. Surface structure. Environmental Science and Technology, Vol. 31, pp. 315–320.

 

 


 

 



1- دانشجوی دکتری، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد*(مسئول مکاتبات). 

2- استاد، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

3- دانشیار، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

4- استادیار، گروه مهندسی علوم خاک، دانشکده کشاورزی دانشگاه فردوسی مشهد

5- شرکت آب و فاضلاب روستایی استان خراسان رضوی

  1. Grover, K., Komarneni, S., Katsuki, H. 2010. Synthetic hydrotalcite-type and hydrocalumite-type layered double hydroxides for arsenate uptake, Applied Clay Science Vol. 48, pp. 631-637.
  2. Li, Y., James, D.R., Redwine, B. 2007.  In situ chemical fixation of arsenic-contaminated soils: An experimental study, Sci. Total Environ Vol. 387, pp. 28-41.
  3. World Health Organization (WHO). 2003. Arsenic in drinking water. 12 chemical Facts Sheet, part 12.8.
  4. Sparks, D. L., 1995. Environmental Soil Chemistry, CRC Boca Raton USA.
  5. Hartley, W., Edwards, R., Lepp, N.W. 2004. Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide-amended contaminated soils as evaluated by short- and long-term leaching tests, Environmental Pollution Vol. 131, pp. 495-504.
  6. Neupane, G., Donahoe, R.J. 2013. Calcium – phosphate treatment of contaminated soil for arsenic immobilization, Applied Geochemistry Vol. 28, pp. 145-154.
  7. Nagar, R., Sarkar, D., Makris, C.K., Datta, R. 2012. Arsenic bioaccessibility and speciation in the soils amended with organoarsenicals and drinking-water treatment residuals based on a long-term greenhouse study, Journal of Hydrology. http://dx.doi.org/10.1016/j.jhydrol.2012.2013, Vol. xxx, pp. xxx–xxx.
  8. Kim, K.R., Lee, B.T., Kim, K.W. 2012. Arsenic stabilization in mine tailings using nano-sized magnetite and zero valentironwith the enhancement of mobility by surface coating, Journal of Geochemical Exploration Vol. 113, pp. 124-129.
  9. Ko, M.S., Kim, J.Y., Lee, J. S., Ko, J.I., Kim, K.W. 2013. Arsenic immobilization in water and soil using acid mine drainage Sludge, Applied Geochemistry Vol. 35, pp. 1-6.
  10. Jiménez-Cedillo, M.J., Olguín, M.T., Fall, Ch., Colín, A., 2011. Adsorption capacity of iron- or iron manganese-modified zeolite-rich tuffs for As (III) and As (V) water pollutants, Applied Clay Science, Vol. 54, pp. 206-216.
  11. Zhang, M.Y., Wang, Y., Zhao, D.Y., Gang, P., 2010. Immobilization of arsenic in soils by stabilized nanoscale zero-valent iron, iron sulfide (FeS), and magnetite (Fe3O4) particles, Chinese Science Bulletin, Vol. 55, pp. 365-372.
  12. Contin, M., Mondini, C., Leita, L., Nobili, M.D., 2007. Enhanced soil toxic metal fixation in iron (hydr) oxides by redox cycles, Geoderma, Vol. 140,pp. 164-175.
  13. Dergazarian, S. Immobilization of arsenic in mine tailings using standard and nanoscale metal oxides, 2010. A Thesis In The Department of Building, Civil and Environmental Engineering, Concordia University, Montreal, Quebec, Canada.
  14. Voigt, D E., Brantley, S.L., Hennet, R.J.C., 1996. Chemical fixation of arsenic in contaminated soils, Applied Geochemisto.Vol. 1, pp. 633-643.
  15. Loizidou, M., Townsend, R. P., 1987. Ion-exchange properties of natural clinoptilolite ferrierite and mordenite: part II. Lead sodium and lead ammonium equilibria, Zeolites,Vol. 7,pp.153-159.
  16. Lepperd, D., 1996. Heavy metal sorption with clinoptilolite: alternativesfor treating contaminated soil and water. Journal of mineral engineering, Vol. 146, pp. 53-89.
  17. Breck, D. W., 1974. Zeolite Molecular Sieves, Wiley, NY, London, Sydney, Toronto.
  18. Haggerty, G. M., Bowman, R. S., 1994. Sorption of chromate and other inorganic anions by organo-zeolite, Environmental Science and Technology 28: 452-458.
  19. Ames, L., Zeolites removal of ammonium ions from agricultural waste waters. 1967. In: Proc.13 pacific Northwest Indust. Waste Conf. Washington states Univ. Pullman, Washington, p: 35-152.
  20. Kirk, R. E., Othmer, D.F., 1998. Kirk-Othmer Encyclopedia of chemical Technology. John Wiley.
  21. Karak, T., Abollino, O., Bhattacharyya, P., Das, K.K., Paul, R.K. 2011. Fractionation and speciation of arsenic in three tea gardens soil profiles and distribution of As in different parts of tea plant (Camellia sinensis L.), Chemosphere Vol. 85, pp. 948-960.
  22. Tabatabai, M.A., Bremner, J.M., 1969. Use of p-nitrophenyl phosphate for assay of soil phosphatase activity. Soil Biology and Biochemistry, Vol. 1, pp. 301-307.
  23. Casida, L.E., Klein, D.A., Santoro, T. 1964. Soil dehydrogenase activity. Soil Science Society of America Journal,Vol. 47,pp. 599-603.
  24. Sparks, D. L.1996. Methods of soil analysis. Part 3 - chemical methods, Soil Science Society of America, Wisconsin, Madison. pp. 1085-1121.
  25. Lee, S.H., Kim, E. Y., Park, H. J., Yun, J., Kim, G., 2011. In situ stabilization of arsenic and metal-contaminated agricultural soil using Industrial by-products, Geoderma, Vol. 161, pp. 1–7.
  26. Yan, X.L., Lin, L.Y., Liao, X.Y., Zhang, W.B., Wen, Y., 2013. Arsenic stabilization by zero-valent iron, bauxite residue, and zeolite at a contaminated site planting Panax notoginseng, Chemosphere Vol.xxx, pp. xxx–xxx.
  27. Fitz, J.W., Wenzel,W. W., 2002. Arsenic transformations in the soil-rhizosphere-plant system: fundamentals and potential application to phytoremediation, Journal of Biotechnology,Vol. 259- PP.278-299.
  28. Ma, L.Q., Komar, K.M., Zhang, T. C, Cai, W. Y., Kennelly, E.D., 2001. A fern that hyperaccumulates arsenic. Nature, Vol. 409, pp. 579-592.
  29. Jonnalagadda, S.B., Nenzou,G., 1997. Studies on arsenic rich mine dumps: II. The heavy element uptake by vegetation, Environ. Sci. Health, Vol, 32 (2), pp. 455-464.
  30. Kloke, A. D., Sauerbeck, R.., Vetter, H., 1984. The contamination of plants and soils with heavy metals and the transport of metals in terrestrial food chains. In: Nriagu J (ed) Changing metal cyclesand human health. Springer, Berlin, pp 113-141.
  31. Alloway, B. J., 1995. Heavy Metals in Soils, Alloway,blackie academic and professional,  Springer, pp. 308.
  32. Iftikhar, A. K., Khan, M., 1998. Studies on enzymes activity in normal and saline soils. Pakistan journal of agricultural resource, Vol. 9,pp. 505-508.
  33. Frankenberger, J., Tabatabaei, R. M., 1991. L-glutaminase activity of soils. Soil biology and biochemistry, Vol, 23, pp. 869-874.
  34. Yim, M. W., Tam, N. F., 1999. Effects of wastewater- borne heavy metals on mangrove plants and soil microbial activities. Marine pollution bulletin, Vol.39,pp. 179-186.
  35. Hofmann, E., Seegrer, A., 1950. Soil enzymes as measure of biological activity. Soil biology and biochemistry, Vol. 321, pp. 97-98.
  36. Dick, W. A., Tabatabaei, A., 1983, Activation of soil phosphatase by methal ions. Soil biology and biochemistry, Vol. 15, pp. 59-363.
  37. Bandick, A. K., Dick, R. P., 1999. Field management effects on soil enzyme activities on soil biological characteristics, Agriculture ecosystem environment, Vol. 66, pp. 241-249.
  38. Alexandratos, V. G., Elzinga, E. J., Reeder, R. J., 2007. Arsenate uptake by calcite: macroscopic and spectroscopic characterization of adsorption and incorporation mechanisms. Geochim. Cosmochim. Acta, Vol.71, pp. 4172–4187.
  39. Di Benedetto, F., Costagliola, P., Benvenuti, M., P.Lattanzi, M., Romanelli, G., Tanelli, 2006. Arsenic incorporation in natural calcite lattice, Evidence from electronspin echo spectroscopy. Earth Planet. Sci. Lett, Vol. 246, pp. 458–465.
  40. Goldberg, S., Glaubig, R.A., 1988. Anion sorption on a calcareous, montmorillonitic soil - arsenic. Soil Sci. Soc. Am. J, Vol.52, pp. 1297–1300.
  41. Fendorf, S., Eick, M.J., Grossl, P., Sparks, D.L., 1997. Arsenate and chromate retention mechanisms on goethite. 1. Surface structure. Environmental Science and Technology, Vol. 31, pp. 315–320.