بررسی جیوه کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج

علوم و تکنولوژی محیط زیست، دوره نوزدهم،ویژه نامه شماره4، بهار1396

بررسی جیوه کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج

کامران الماسیه [1]

شهرام کبودوندپور [2]*

s.kaboodvandpour@uok.ac.ir

چکیده

زمینه و هدف: مطالعات قبلی بر روی کیفیت آب سد قشلاق سنندج نشان داد‌ه­اند که میزان جیوه­کل موجود در آب این دریاچه بیش‌تر از حد استاندارد تعریف شده توسط سازمان بهداشت جهانی (WHO) و مؤسسه استاندارد ایران (µg/L 1) است. بنابراین این تحقیق با هدف اندازه­گیری میزان جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج به عنوان اولین سطح غذایی زنجیره غذایی این بوم­سازگان و منبع غذایی اصلی ماهی کپور نقره­ای که خود پرمصرف­ترین ماهی این دریاچه است و بررسی فرآیند بزرگ‌نمایی زیستی فلز جیوه طراحی و به مورد اجرا گذاشته شد.

روش بررسی: زیتوده پلانکتونی در خلال ماه­های تیر تا آذر 1388 در سه نقطه دریاچه سد قشلاق سنندج جمع‌آوری شدند. میزان جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی با استفاده از دستگاه اندازه­گیری جیوه، اندازه­گیری شد.

یافته­ها: میانگین جیوه­کل (± اشتباه معیار) تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی، 13/3 ± 21/78 بر حسب ng g^-1 وزن خشک بود که بیش‌ترین مقدار آن در مرداد‌ماه (9/10 ± 81/86) و کم‌ترین مقدار آن در شهریور‌ماه (53/2 ± 68) بر حسبng g^-1  وزن خشک مشاهده شد. پردازش آماری نشان داد که مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی در خلال ماه­های تحقیق (49/0 = P ,94/0= _{10  ,5}F) و بین ایستگاه­های مورد بررسی (34/0 = P ,19/1= _{10  ,2}F) فاقد اختلاف معنی‌دار هستند.

بحث و نتیجه­گیری: با توجه به نتایج این مطالعه و نتایج حاصل از مطالعات پیشین در خصوص ماهیان پلانکتون‌خوار دریاچه سد قشلاق سنندج، بزرگ‌نمایی زیستی در زنجیره غذایی این بوم‌سازگان آبی به اثبات رسیده و مشخص شد که زیتوده پلانکتونی از ظرفیت زیستی قابل ملاحظه‌ای برای انتقال جیوه به سطوح غذایی بالاتر برخوردار است.

واژه­های کلیدی: جیوه کل، پلانکتون، بزرگنمایی زیستی، دریاچه سد قشلاق سنندج.

Assessing Accumulated Total Mercury in Planktonic Biomass from Sanandaj Gheshlagh Reservoir

Kamran Almasieh[3]

Shahram Kaboodvandpour [4]*

s.kaboodvandpour@uok.ac.ir

Abstract

Background and Objective: Previous studies showed that the level of total mercury (T-Hg) in Sanandaj Gheshlagh Reservoir (SGR) water is higher than those limits established by WHO and institute of standard of Iran (i.e., 1 µg/L). Therefore this research was carried out to evaluate the level of T-Hg in SGR plankton biomass as the main source of food which is the most consumed fish in the region and to calculate the mercury biomagnification factor based on published results related to the SGR's silver carp.

Method: Plankton samples were collected during July to December 2009 from three different sampling sites. The level of the T-Hg in plankton biomass was measured using Advanced Mercury Analyzer.

Findings: Mean accumulated T-Hg (± S.E.) in plankton biomass of SGR was 78.21 ± 3.13 on ng g-1 dry weight basis that the highest level was observed in August (86.81 ± 10.9) and the lowest level was observed in September (68 ± 2.53) on ng g-1 dry weight basis. Statistical analysis showed that the amount of accumulated T-Hg was not significantly different between plankton biomass samples during different months (F_{5, 10} = 0.94, P = 0.49) and among different sites (F_{2, 10} = 1.19, P = 0.34).

Conclusion: Based on previous studies results in related to the planktivorous fish of SGR and present study results, occurring of mercury biomagnification in the food chain of this water reservoir was proven and it seems that the planktonic biomass of fresh water ecosystem have a considerable capacity to transfer a significant amount of mercury to the higher trophic levels.

Keywords: Total Mercury, Plankton, Biomagnification, Sanandaj Gheshlagh Reservoir.

مقدمه

در بین فلزات سنگین، جیوه یک فلز منحصر به فرد است که  در طبیعت به اشکال متفاوت آلی و معدنی دیده می­شود (1). اخیراً جیوه به دلیل قابلیت تجمع زیستی‌اش (Bioaccumulation) در بافت‌های مختلف بدن زیستمندان و قابلیت بزرگ‌نمایی زیستی‌اش (Biomagnification) در زنجیره­های غذایی (2)، پایداری و سمیت آن (3) در اولویت مطالعات پژوهشی، به ویژه در بوم‌سازگان­های آبی قرار گرفته است (4). پلانکتون­هابه عنوان تولید کننده اولیه در بوم‌سازگان­های آبی، با وجود چرخه زیستی کوتاه، سریعاً به تغییرات محیطی پاسخ می­دهند. از این رو فراوانی و ترکیب گونه­ای آن شدیداً تحت تأثیر کیفیت آب و آلودگی­های پایداری است که می­توانند در محیط­های آبی تجمع زیستی یابند (5). مطالعات متعددی بر روی جیوه در منابع آبی پشت سد‌ها در نقاط مختلف جهان صورت گرفته است (7، 8)، چرا که تشکیل سدها بر روی رودخانه­ها، علاوه بر تغییر ساختار بوم­شناختی رودخانه­ها، بر خصوصیات زیستی، فیزیکی و شیمیایی این محیط­های آبی نیز تأثیر می­گذارد. احداث سدها ممکن است که بر روی چرخه‌های زیست- زمین- شیمیایی فلزات سنگین، خصوصاً جیوه نیز تأثیر بگذارد (9). چنین به نظر می­رسد که ساختار سد، دسترسی زیستی به فلز جیوه را در طول زنجیره‌های غذایی دریاچه­های پشت سد افزایش می­دهد (10)، چرا که احداث سد و آبگیری زمین­های اطراف، باعث افزایش فرآیند متیلاسیون جیوه توسط میکروارگانیسم­ها در رسوبات به دلیل انباشت مواد آلی و کاهش اکسیژن محلول در آب می­شود (11).

دریاچه سد قشلاق سنندج طی سال­های 81 تا 84 دست‌خوش حوادث تلخی از قبیل واژگون شدن کامیون حاوی سی هزار لیتر ماده MTBE (Methyl Tertiary Butyl Ether) در رودخانه قشلاق منتهی به این دریاچه بوده است. امانی (1387) گزارش داده که غلظت جیوه­کل آب دریاچه سد قشلاق سنندج از استاندارد‌های مورد قبول سازمان بهداشت جهانی (WHO) و مؤسسه استاندارد ایران (µg/L 1) بیش‌تر است (12). سوری (1388) در مطالعه‌ای دیگر غلظت قابل ملاحظه جیوه­کل در بافت خاک حوضه­های آبریز منتهی به این سد را گزارش نموده است (13). با توجه به مشاهدات میدانی به عمل آمده در حوضه‌های آبریز منتهی به دریاچه سد قشلاق، مشخص شد عمده کشاورزی منطقه، مبتنی بر کشاورزی دیم و بدون مصرف هر گونه کود یا آفت­کش است. همچنین با توجه به جمعیت انسانی اندک ساکن در طول مسیر دو رودخانه اصلی تغذیه کننده دریاچه سد قشلاق سنندج (قشلاق و چهل­گزی) و عدم توسعه صنعتی در منطقه و همچنین بر اساس گزارش اکبرپور و نصری (1382) مبنی بر وجود مقادیر فراوان جیوه در ترکیب سنگ‌های مادرین حوضه­های آبریز منتهی به سد قشلاق سنندج (14)، می­توان نتیجه گرفت که به احتمال زیاد آلودگی آب دریاچه سد قشلاق سنندج به فلز سنگین جیوه، منشأ طبیعی داشته باشد. با توجه به جمیع موارد ذکر، انجام یک مطالعه‌ هدف‌مند برای تعیین میزان جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی، به منظور ارزیابی توانایی این موجودات در تجمع زیستی جیوه، بسیار ضروری به نظر می‌آمد. به ویژه که مهم‌ترین ماهی در حال تولید در سد قشلاق سنندج، ماهی کپور نقره­ای (Hypophthalmichthys molitrix) است که عمده­ی رژیم غذایی آن را پلانکتون­ها تشکیل می­دهند (15).

روش بررسی­

الف) معرفی منطقه مورد مطالعه

محل اجرای این تحقیق سد قشلاق سنندج (''58 '26 °35 عرض شمالی و ''10 '59 °46 طول شرقی)، با ظرفیت ٢٢٤ میلیون مترمکعب آب، در 12 کیلومتری شمال شرقی شهرستان سنندج در استان کردستان بود (شکل 1). مساحت دریاچه سد حدود 5/8 کیلومترمربع و دارای دو شاخه اصلی رودخانه­های قشلاق و چهل­گزی است. دریاچه سد قشلاق سنندج به طور متوسط عمقی معادل 5/31 متر دارد (16). هدف از احداث این سد، تأمین دراز مدت آب شرب مردم شهر سنندج به عنوان هدف اصلی و آبیاری اراضی پایاب و آبزی‌پروری به عنوان اهداف ثانویه بوده است.

شکل 1- موقعیت دریاچه سد قشلاق سنندج و ایستگاه­های نمونه­گیری (فلش­ها جهت مسیر جمع­آوری زیتوده پلانکتونی را نشان می­دهند)

Figure 1- Sanandaj Gheshlagh Reservoir and sampling sites location (Arrows shows the direction of planktonic biomass collection)

ب) تعیین ایستگاه­ها و روش نمونه­برداری

برای تعیین ایستگاه­ها با استفاده از وزنه و طناب، نقاط مختلف دریاچه سد به لحاظ عمق مورد ارزیابی قرار گرفته و پس از انجام عملیات عمق­سنجی، سه ایستگاه برای انجام عملیات نمونه­گیری تعیین شدند. ایستگاه­های نمونه‌برداری به ترتیب در ابتدای دو شاخه اصلی رودخانه‌های ورودی (m 17>، مناطق کم­عمق) و قسمت اصلی دریاچه در مجاور جزیره (m 30-17، منطقه عمیق) بودند (شکل 1). 

نمونه­برداری از زیتوده پلانکتونی به صورت تصادفی و ماهانه در خلال ماه­های تیر تا آذر 1388 به مدت 6 ماه در سه ایستگاه به وسیله تور پلانکتون­گیری (قطرcm  25 و اندازه چشمه 20 میکرون) انجام شد. عمق مناسب برای نمونه­برداری توسط شاخص سکشی دیسک (Secchi disk) مشخص شد، بدین ترتیب که عمق نمونه­برداری بیش‌تر از عمق رؤیت نور نباشد (17). تور پلانکتون­گیری در هر ایستگاه km 3 - 5/1 توسط قایق موتوری به صورت افقی کشیده شد و مسافت طی شده در آب توسط GPS (Garmin مدل map 76CSX) مشخص گردید. نمونه­های پلانکتونی جمع­آوری شده، در محل به بطری‌های سرپیچ دار عاری از جیوه که حاوی بافر فرمالین آزمایشگاهی مرک (درجه A آزمایشگاهی) با غلظت 4 درصد بودند، انتقال داده شدند (18). بطری­های نگه­داری نمونه‌ها قبل از استفاده به مدت 24 ساعت در مایع شوینده قرار گرفته و به‌وسیله اسید نیتریک (درجه A آزمایشگاهی) 10 درصد و آب مقطر شستشو داده شده و در دمای 105 درجه سلسیوس به مدت 1 ساعت در آون خشک شده بودند (19).

ج) آماده­سازی و آنالیز نمونه­ها

نمونه‌های تثبیت شده به آزمایشگاه منتقل و بر اساس روش پیشنهاد شده توسط انستیتو بهداشت عمومی ایالات متحده (18) با استفاده از سانتریفیوژ (مدلCenturion, ) با 3200 دور در دقیقه (معادل  g1000) به مدت 20 دقیقه تلغیظ شدند. از آنجایی که دریاچه سد قشلاق سنندج یک دریاچه جوان است و تراکم جمعیت پلانکتونی آن به دلیل محدودیت مواد مغذی در سطح آب، کم است، اندازه­گیری جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده خشک پلانکتونی که روش مرسوم اندازه­گیری جیوه­کل در بافت­های زنده است (7)، امکان پذیر نشد. لذا در این تحقیق، مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی بر اساس وزن تر (Wet Weight یا WW) تعیین گردید. مقدار ۵٠ میلی­گرم از هر نمونه اصلی جدا و غلظت جیوه­کل تجمع یافته در آن­ها به وسیله دستگاه اندازه‌گیری جیوه (Advanced Mercury Analyzer Model; Leco 254 AMA) با استاندارد ASTM, D-6722  که از روش آژانس حفاظت محیط زیست آمریکا (EPA, 7473) پیروی می­کند، بر حسب قسمت در میلیارد (ppb) یا ng g^-1 وزن تر اندازه‌گیری شد (20). دستگاه اندازه‌گیری جیوه برای اندازه­گیری سریع جیوه در نمونه­های جامد و مایع طراحی شده است. اساس کار آن بر پایه اسپکترومتری با روش جذب اتمی است. با این تفاوت که نیازی به آماده‌سازی و هضم اسیدی نمونه‌ها مانند روش جذب اتمی به روش بخار سرد CVAAS) یا Cold Vapor Atomic Absorption Spectrometer) ندارد. اندازه­گیری جیوه­کل تجمع یافته با این دستگاه شامل؛ مرحله‌ی تجزیه که از طریق اکسیداسیون در دمای 750 درجه سلسیوس انجام می­شود، مرحله­ی جمع‌آوری که با استفاده از آمالگاماتور با روکش طلا که میل ترکیبی زیاد با جیوه دارد و مرحله‌ی آشکارسازی که جیوه جذب شده در دمای 900 درجه سلسیوس به بخار تبدیل و از طریق طیف سنجی توسط نرم افزار Quick Silver       بر حسب قسمت در میلیارد یا g^-1 ng اندازه­گیری می­شود. برایاطمینان از صحت قرائت‌های انجام شده پس از هر 5 بار اندازه‌گیری، با دادن استاندارد به دستگاه از صحت اندازه‌گیری‌های انجام شده، اطمینان حاصل شد. برای تبدیل جیوه­کل در پلانکتون بر اساس وزن تر به جیوه­کل بر اساس وزن خشک (Dry Weight یا DW) از روش Zhang (2007)، مطابق رابطه زیر استفاده شد (21). برای تعیین درصد رطوبت زیتوده پلانکتونی جمع آوری شده، تعدادی از نمونه­های پلانکتونی به صورت تصادفی انتخاب و توسط ترازوی آزمایشگاهی با دقت 0001/0 گرم، وزن شدند. سپس، این نمونه‌ها در دمای 105 درجه سلسیوس به مدت 1 ساعت در آون قرار گرفته و مجدداً وزن گردیدند و میانگین درصد رطوبت این نمونه­ها، به عنوان درصد رطوبت نمونه­های پلانکتونی تعیین گردید (22).

درصد رطوبت - 1 / جیوه­کل بر اساس وزن تر (ng g^-1) = جیوه­کل بر اساس وزن خشک (ng g^-1)

د) پردازش­های آماری

پردازش آماری داده­ها در محیط نرم­افزاری SAS (ویرایش 1/9) و SPSS (ویرایش 17) و رسم نمودار­ها در نرم­افزار (Microsoft office 2007)  Excelانجام گرفت. نرمال بودن داده­ها توسط آزمون­ کولموگروف-سمیرنوف (Kolmogorov–Smirnov test) مشخص گردید. پس از اطمینان از نرمال بودن داده­ها، طرح بلوک‌های کاملاً تصادفی برای مقایسه میزان جیوه­کل در زیتوده پلانکتونی به کار برده شد. بدین صورت که ماه­های نمونه­برداری به عنوان تیمار و ایستگاه­های نمونه­برداری به عنوان بلوک در نظر گرفته شد. در محاسبه جیوه بالقوه قابل انتقال (Hg pools) از پیکره­های پلانکتونی به افق غذایی بالاتر در دریاچه سد قشلاق سنندج از حدود اعتماد (Confidence Interval) در سطح احتمال 95 درصد استفاده شد.

یافته­ها

مشاهده شد که میانگین درصد رطوبت نمونه­های انتخاب شده‌ی پلانکتونی (± اشتباه معیار Standard error) 1 ± 90 درصد بود. بنابراین مطابق رابطه­ی پیشنهادی توسط Zhang (2007)، برای تبدیل جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی بر حسب وزن تر به جیوه­کل تجمع یافته بر حسب وزن خشک، اعداد جیوه­کل به دست آمده در عدد 10 ضرب گردید (21).

میانگین جیوه­کل (± اشتباه معیار) اندازه­گیری شده در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج در خلال ماه­های مورد بررسی (تیر تا آذر 1388) 13/3 ± 21/78 بر حسب          DW ng g^-1 بود. بیش‌ترین مقدار غلظت جیوه در زیتوده پلانکتونی (9/10 ± 81/86) در مردادماه و کم‌ترین حد جیوه تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی (53/2 ± 68) در شهریورماه بر حسب ng g^-1 DW مشاهده شد (شکل 2). بیش‌ترین مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی در ایستگاه­های مورد بررسی با محاسبه میانگین شش ماهه (± اشتباه معیار)،    08/4 ± 2/85 در ایستگاه مجاور جزیره (منطقه عمیق) بر حسب ng g^-1 DW مشاهده شد (شکل3).

برای بررسی روند تغییرات جیوه تجمع یافته در             زیتوده پلانکتونی در طول زمان و اختلاف غلظت آن بین ایستگاه‌های نمونه‌برداری، از طرح آماری بلوک‌های کاملاً تصادفی استفاده شد و نتایج پردازش آماری نشان دادند که مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی در خلال     ماه­های اجرای طرح (49/0 = P ,94/0= _{10  ,5}F) و بین ایستگاه­های مختلف نمونه­برداری (34/0 = P ,19/1= _{10  ,2}F) فاقد اختلاف معنی­دار بودند.

شکل 2- جیوه­کل تجمع یافته (میانگین ± اشتباه معیار) در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج بر حسب ng g^-1 وزن خشک در خلال ماه­های مطالعه.

Figure 2-Accumulated total mercury (Mean ± SE) in planktonic biomass from Sanandaj Gheshlagh Reservoir based on ng g^-1 Dried Weight (DW) during study months.

شکل 3- جیوه­کل تجمع یافته (میانگین ± اشتباه معیار) در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج بر حسب ng g^-1 وزن خشک در ایستگاه­های مختلف نمونه­برداری

Figure 3-Accumulated total mercury (Mean ± SE) in planktonic biomass from Sanandaj Gheshlagh Reservoir based on ng g^-1 Dried Weight (DW) in sampling sites

میانگین زیتوده پلانکتونی به دست آمده (± اشتباه معیار)     بر حسب گرم وزن تر در یک مترمکعب آب دریاچه سد قشلاق  (WW g m^-3) ^3-10× (94/0 ± 97/5) بود، که در آذرماه بیش‌ترین زیتوده ^3-10× (82/7 ± 38/11) و در شهریورماه کم‌ترین زیتوده ^3-10× (52/0 ± 68/2) بر حسب WW g m^-3 به دست آمد (جدول 1). مقدار جیوه بالقوه موجود قابل انتقال در پیکره‌های پلانکتونی به ماهی پلانکتون‌خوار در خلال ماه‌های تیر تا آذر 1388 در سد قشلاق سنندج بر اساس روش Wong و همکاران (1997) در جدول 1 آورده شده است (23). طبق روش مذکور، مقدار جیوه بالقوه قابل انتقال به افق غذایی بالاتر (m^-2 WW ng) از حاصل‌ضرب مقدار زیتوده (WW m^-2 g) در غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده مربوطه (ng g^-1 WW) از یک سطح غذایی به سطح غذایی بالاتر محاسبه می‌شود.

 لازم به ذکر است که مقادیر غلظت جیوه­کل تجمع یافته، زیتوده و مقدار جیوه موجود بالقوه قابل انتقال در           زیتوده پلانکتونی بر اساس وزن تر ارایه شده‌اند.

جدول 1- محاسبه مقدار جیوه بالقوه قابل انتقال از زیتوده پلانکتونی به افق غذایی بالاتر در دریاچه سد قشلاق سنندج (اعداد داخل پرانتز حد بالا و پایین حدود اعتماد در سطح احتمال 95 درصد هستند)

Table 1- Calculating the amounts of potential transferable mercury (Hg pools) to the higher trophic level in Sanandaj Gheshlagh Reservoir (numbers in parentheses are the highest and the lowest of 95% confidence interval)

بحث و نتیجه­گیری

خاک‌های حوضه آبخیز سد قشلاق در اثر سیلاب بالادست و خاک‌شویی اراضی پیرامونی به دریاچه سد وارد شده و در رسوبات انباشته می­شود. در اکوسیستم­های آبی، رسوبات عمده­ترین منبع تجمع آلاینده­هایی مانند؛ فلز سنگین جیوه هستند (24). رهاسازی جیوه از طریق فرآیندهای متیلاسیون که توسط میکروارگانیزم­های موجود در این رسوبات رخ می­دهد (25)، دسترسی زیستی به جیوه را برای موجوات سطح­زی مانند پلانکتون فراهم می­کند (26).

هر چند میزان جیوه تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی سد قشلاق سنندج در خلال ماه­های مطالعه به لحاظ آماری، اختلاف معنی­داری را نشان نداد، اما میانگین جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی دریاچه سد قشلاق سنندج، در ماه­های تیر و مرداد تابستان بیشتر از ماه­های پاییز بود. به نظر می­رسد، علت آن تأثیر عواملی نظیر؛ کاهش حجم آب دریاچه، تغییرات فیزیکی، شیمیایی و زیستی محیط آبی در خلال تابستان (19)، افزایش نرخ ته‌نشینی مواد در اثر کاهش جریان آب ورودی (27)، فراهم شدن شرایط بی‌هوازی برای فعالیت میکرو‌ارگانیزم‌های دخیل در فرآیند متیلاسیون جیوه به دلیل کاهش غلظت اکسیژن در اثر تغییرات آب و هوایی (28) و خصوصیات ذاتی خاص در این محیط آبی است (29). هم‌چنین نتایج نشان داد که در منطقه عمیق دریاچه سد قشلاق سنندج مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی نسبت به مناطق کم­عمق بیش‌تر است، گرچه این اختلاف از لحاظ آماری معنی­دار نشد، اما نتایج مشابهی توسط محققین دیگر در سایر نقاط جهان نیز به دست آمده است (8، 23 و 30) که دلیل آن می­تواند کاهش اکسیژن محلول با افزایش عمق باشد که خود سبب افزایش فعالیت باکتری­های بی­هوازی متیل کننده جیوه (باکتری­های سولفات­ساز) می‌شود (31). این باکتری­ها جیوه را به شکل آلی آن (متیل جیوه) تبدیل می­کنند و دسترسی زیستی آن را برای موجوات سطح­زی مانند پلانکتون­ها افزایش می­دهند (32). بهتر است که نمونه­گیری در فواصل زمانی طولانی­تر و مقیاس جغرافیایی بزرگ­تری مورد بررسی قرار گیرد، تا از این طریق بتوان نقشه تغییرات زمانی و مکانی غلظت جیوه­کل دریاچه سد قشلاق سنندج و سایر بوم‌سازگان­های آب شیرین مشابه را تهیه کرد.

از آنجایی که مقدار جیوه بالقوه قابل انتقال (جدول 1) از حاصل‌ضرب زیتوده موجود در افق غذایی ابتدایی در مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده آن افق غذایی به دست می‌آید، بالاترین جیوه قابل انتقال از زیتوده پلانکتونی به افق غذایی بالاتر مربوط به آذرماه بود، در حالی که بیش‌ترین غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی در دریاچه سد قشلاق سنندج در مرداد ماه مشاهده شد (شکل 2 و جدول 1).

خوشناموند و همکاران (1389)، در مطالعه خود بر روی دریاچه سد قشلاق سنندج، میانگین (± اشتباه معیار) غلظت جیوه­کل تجمع یافته در بافت عضله ماهی کپور نقره­ای را 43/26 ± 367 بر حسب DW  ng g^-1 به دست‌ آوردند (33). با توجه به جوان بودن بوم‌سازگان سد قشلاق سنندج، مقدار زیتوده پلانکتونی این دریاچه پایین است و همان‌طور که از جدول 1 نیز بر می‌آید، غلظت جیوه بالقوه قابل انتقال محاسبه شده از زیتوده پلانکتونی به افق غذایی بالاتر نیز نسبت به آن چه که توسط ایشان محاسبه شده، بسیار ناچیز است. بنابراین شاید بتوان گفت که تنها دلیل غلظت قابل بالای جیوه تجمع یافته در بافت عضله ماهی کپور نقره­ای دریاچه سد قشلاق سنندج بروز پدیده بزرگ‌نمایی زیستی جیوه در این افق غذایی باشد. بنابراین فاکتور بزرگ‌نمایی زیستی جیوه بین زیتوده پلانکتونی و بافت عضله ماهی کپور نقره­ای براساس روش Leblanc (1995) که از تقسیم غلظت جیوه­کل تجمع یافته در بافت عضله ماهی کپور نقره­ای (سطح غذایی بالاتر) بر غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی (سطح غذایی پایین­تر) به دست می­آید (34)، معادل 69/4 خواهد بود، بدین معنی که بزرگ‌نمایی زیستی در چرخه غذایی دریاچه سد قشلاق سنندج با توجه به غلظت جیوه تجمع یافته در بافت عضله ماهی کپور نقره­ای رخ می­دهد. بنابر‌این به نظر می­رسد که در مصرف ماهیان پلانکتون­خوار این دریاچه می­بایست ملاحظات بهداشتی بیش تری را رعایت نمود.

 جدول 2 جیوه­کل تجمع یافته اندازه­گیری شده در زیتوده پلانکتونی در نقاط مختلف جهان را با نتایج به دست آمده در مطالعه حاضر مقایسه کرده است. همان‌طور که در جدول 2 قابل ملاحظه است، در نتایج دیگر مطالعات، صرفاً غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی خلیج    Terra Nova کم‌تر از غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی در مطالعه حاضر است. دلیل این امر این است که خلیج Terra Nova در قطب جنوب جز سواحل دست نخورده این قاره محسوب می­شود که مقدار جیوه­کل موجود در آب­ها و موجودات آبزی این سواحل، همیشه کم‌تر از مقادیر اندازه‌گیری شده در سایر آب­ها و موجودات آبزی نیم کره شمالی زمین از جمله؛ دریاچه سد قشلاق سنندج بوده است. مقادیر جیوه­کل در زیتوده پلانکتونی دیگر نقاط جهان به دلایل گوناگونی همچون وجود یک منبع انتشار جیوه، بیش‌تر از مقدار جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی سد قشلاق می­باشد. منشأ جیوه در دیگر منابع آبی مختلف جهان، مواردی هم‌چون معادن طلای موجود در منطقه مورد مطالعه در کشور کلمبیا (19)، نشست اتمسفری (Atmospheric deposition) در دریاچه­های آب شیرین شمال Wisconsin در آمریکا (35) و مواد معلق ریز (Suspended Particulate Matter) در دریاچه Quebec کانادا (7) ذکر شده­اند.

جدول2- غلظت جیوه­کل تجمع یافته در زیتوده پلانکتونی منابع آبی نقاط مختلف جهان و مقایسه آن با دریاچه سد قشلاق سنندج بر حسب ng g^-1 DW

Table 2- Comparison of accumulated total mercury concentration (ng g^-1 DW) in planktonic biomass between Sanandaj Gheshlagh Reservoir and other parts of the world

این مطالعه وجود جیوه را در زیتوده پلانکتونی به اثبات رسانید. همچنین تردیدات موجود در مورد این احتمال که جیوه موجود در آب دریاچه سد قشلاق سنندج می­تواند منشأ خارجی    داشته باشد را از بین برد. پلانکتون­ها قادرند علاوه بر تجمع زیستی جیوه طی فرآیند متیلاسیون، جیوه معدنی را به شکل جیوه آلی در آورده (7) و دسترسی زیستی آن را برای ماهی پلانکتون­خوار دریاچه سد قشلاق فراهم سازند. علاوه بر موارد ذکر شده، به دلیل راکد ماندن حجم زیادی از آب در دریاچه‌های پشت سد‌ها، میانگین عمقی زیاد این نوع از دریاچه­ها و شرایط بی­هوازی در اعماق این بوم‌سازگان­ها، شرایط به خوبی برای متیلاسیون جیوه و ورود آن به زنجیره غذایی فراهم می­شود (2). لذا با توجه به ویژگی بزرگ‌نمایی زیستی جیوه، دسترسی زیستی بالای متیل جیوه و نقش عمده آن در انتقال جیوه به رده­های بالاتر غذایی (38) و نیز نتایج به دست آمده از مطالعه خوشناموند و همکاران (1389) که دال بر وجود مقادیر قابل توجه جیوه در بافت‌های عضلانی دو ماهی عمده دریاچه سد قشلاق سنندج است (33)، مصرف ماهی پلانکتون‌خوار این دریاچه باید با رعایت کامل ملاحظات بهداشتی مثل رعایت حد مجاز مصرف ماهانه ماهی بر حسب متیل جیوه موجود در بافت خوراکی ماهی انجام شود (39).

تشکر و قدردانی

از گروه محیط زیست دانشگاه کردستان برای فراهم­سازی امکانات و بودجه این طرح تحقیقاتی و همچنین همکاری­های بی­دریغ اساتید محترم جناب آقایان دکتر کمانگر، دکتر قربانی و خانم دکتر بدخشان، آقایان مهندس گویلیان، قادری، رحمانی، خوشناموند و همه کسانی که ما را در انجام این تحقیق یاری نمودند، تشکر و قدردانی می­شود.

منابع

1-      Storelli, M.M., Giacominelli–Stuffler, R., Marcotrigiano, G.O., 2002. Total and methylmercury residues in cartilaginous fish from Mediterranean Sea. Marine Pollution Bulletin, Vol. 44 (12), pp. 1354–1358.

2-      Balogh, S.J., Swain, E.B., Nollet, Y.H., 2006. Elevated methylmercury concentrations and loadings during flooding in Minnesota Rivers. The Science of the Total Environment, Vol. 368 (1), pp. 138–148.

3-      Boening DW., 2000. Ecological effects, transport, and fate of mercury: a general review. Chemosphere, Vol. 40, pp. 1335–1351.

4-      Clarkson, T.W., 1990. Human health risks from methylmercury in fish. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 9, pp. 957–961.

5-      Clarkson, T.W., Magos, L., 2006. The toxicology of mercury and its chemical compounds. Crit Rev Toxicol, Vol. 36, pp. 609–662.

6-      Cooper, J.J., 1983. Total mercury in fishes and selected biota in Lahontan Reservoir, Nevada. Bull Environ Contam Toxicol, Vol. 31, pp. 9–17.

7-      Tremblay, A., Lucotte, M., Schetagne, R., 1998. Total mercury and methylmercury accumulation in zooplankton of hydroelectric reservoirs in northern Quebec (Canada). The Science of the Total Environment, Vol. 213, pp. 307–315.

8-      Voigt, H.R., 2000. Water quality and fish in two freshwater reservoirs (Gennarby and Sysilax) on the SW coast of Finland. Acta Univer Carolinae Environ, Vol. 14, pp. 31–59.

9-      Hongmei, J., Xinbin, F., Qianjin, D., 2005. Damming effect on the distribution of mercury in Wujiang River. Chinese Journal of Geochemistry, Vol. 24 (2), pp. 179–183.

10-  Plourde, Y., Lucotte, M., Pichet, P., 1997. Contribution of suspended particulate matter and zooplankton to MeHg contamination of the food chain in midnorthern Quebec (Canada) reservoirs, Can. J. Fish. Aquat. Sci, Vol. 54, pp. 821–831.

11-  Allen–Gil, S.M., Gilroy, D.J., Curtis, L.R., 1995. An ecoregion approach to mercury bioaccumulation by fish in reservoirs. Arch Environ Contam Toxicol, Vol. 28, pp. 61–68.

12- امانی، کمال. 1387. «بررسی و تعیین غلظت آلاینده­های سد قشلاق (وحدت) سنندج و محدوده آن»، انتشارات سازمان حفاظت محیط زیست، صص 127.

13- سوری، بابک. 1388. «مطالعات جامع وضعیت بافت خاک حوزه­های آبریز سد قشلاق سنندج». گزارش ابتدایی طرح پژوهشی گروه محیط زیست، دانشکده منابع طبیعی، معاونت پژوهشی دانشگاه کردستان.

14- اکبر پور، افشین و نصری، فریبرز، «بررسی آلودگی فلزات سنگین در حوزه­های آبریز ورودی به دریاچه سد قشلاق سنندج»، بیست و دومین گرد­همایی علوم زمین، 1382، تهران، ایران.

15-  Spataru, P., Gophen, M., 1983. Feeding behavior of silver carp Hypophthalmichthys molitrix Val. and its impact on the food web in Lake Kinneret. Hydrobiologia, Vol. 120, pp. 53–61.

16- آساراب (مهندسین مشاور). 1384. «مطالعات لیمنولوژیکی و ارزیابی ذخایر سد قشلاق (وحدت) سنندج»، انتشارات اداره کل شیلات استان کردستان، صص 160.

17-  Suthers, I.M., Rissik, D., 2009. Plankton, A guide to their ecology and monitoring for water quality, CSIRO Publishing, Collingwood, pp. 273.

18-  APHA (American Public Health Association)., 2005. Standard Method for examination of water and waste water, 25th edition, APHA, Washington, D.C.

19-  Marrugo-Negrete, J., Benitez, L. N., Olivero-Verbel, J., 2008. Distribution of mercury in several environmental compartments in an aquatic ecosystem impacted by gold mining in northern Colombia. Arch Environ Contam Toxicol, Vol. 55, pp. 305–316.

20-  Houserova, P., Kuban, V., Kracmar, S., Sitko, J., 2007. Total mercury and mercury species in birds and fish in an aquatic ecosystem in the Czech Republic. Environ Pollut, Vol. 145, pp. 185–194.

21-  Zhang, C., 2007. Essential Analytical and Organic Chemistry: Fundamentals of Environmental Sampling and Analysis,A John Wiley & Sons, Inc., Publication, New Jersey, pp. 457.

22-  Goswami, S.C., 2004. Zooplankton Methodology, Collection & Identification – a field Manual. National Institute of Oceanography, New Delhi, pp. 32.

23-  Wong, A. H. K., McQueen, D. J., Williams, D. D., Demers, E., 1997. Transfer of mercury from benthic invertebrate to fishes in lakes with contrasting fish community structure. Can J Fish Aquat Sci, Vol. 54, pp. 1320–1330.

24-  Rada, R.G., Powell, D.E., Wiener, J.G., 1993. Whole-lake burdens and spatial distribution of mercury in surficial sediments in Wisconsin seepage lakes, Can J Fish Aquat Sci, Vol. 50, pp. 865–873.

25-  Tomiyasu, T., Nagano, A., Yonehara, N., Sakamoto, H., Rifardi, Oki, K., Akagi, H., 2000. Mercury contamination in the Yatsushiro Sea, south-western Japan: spatial variations of mercury in sediment. The Science of the Total Environment, Vol. 257 (2–3), pp. 121–132.

26-  Campbell, K.R., Ford, C.J., Levine, D.A., 1998. Mercury distribution in Poplar Creek, Oak, Ridge, Tennessee, USA. Environ Toxicol Chem, Vol. 17, pp. 1191–1198.

27-  Zizek, S., Horvat, M., Toman, M.J., 2005. Bioaccumulation of mercury in benthic communities of a river ecosystem affected by mercury mining. Materials and Geoenvironment, Vol. 52 (1), pp. 165–168.

28-  Mailman, M., Stepnuk, L., Cicek, N., Bodaly (Drew), R.A., 2006. Strategies to lower methyl mercury concentrations in hydroelectric reservoirs and lakes: A review. Sci Total Environ, Vol. 368, pp. 224–235.

29-  Delongchamp, T.M., David R.S., Lean, D.R.S., Jeffrey, J., Ridal, J.J., Blais, J.M., 2009. Sediment mercury dynamics and historical trends of mercury deposition in the St. Lawrence River area of concern near Cornwall, Ontario, Canada. The Science of the Total Environment, Vol. 407, pp. 4095–4104.

30-  Baeyens, W., Meuleman, C., Muhaya, B., Leermakers, M., 1998. Behavior and speciation of mercury in the Scheldt estuary (water, sediment and benthic organism). Hydrobiologia, Vol. 366, pp. 63–79.

31-  King, J.K., Kostka, J.E. Frischer, M.E. Saunders, F.M., Jahnke. R.A., 2001. A quantitative relationship that demonstrates mercury methylation rates in marine sediments are based on the community composition and activity of sulfate-reducing bacteria, Environ. Sci. Technol, Vol. 35, pp. 2491–2496.

32-  آلان، ج. دیوید. « اکولوژی رودخانه»، ابراهیم نژاد، محمد. چاپ اول، اصفهان، انتشارات دانشگاه اصفهان، 1384، صص 695.

33- خوشناموند، مهدی.، کبودوندپور، شهرام.، غیاثی، فرزاد.، بهرام نژاد، بهمن. 1389. «مقایسة تجمع زیستی جیوه­کل در بافت عضلة دو گونه ماهی کپور معمولی و کپور نقره­ای سد قشلاق سنندج»، محیط شناسی، سال سی و ششم، شماره پنجاه و شش، صص 47-54.

34-  Leblanc, G.A., 1995. Trophic level differences in the bioconcentration of chemicals implications in assessing environmental biomagnifications, Environ. Sci. Technol, Vol. 29, pp. 154–160.

35-  Watras, C. J., Back, R. C., Halvorsen, S., Hudson, R. J. M., Morrison, K. A., Wente, S. P., 1998. Bioaccumulation of mercury in pelagic freshwater food web. The Science of the Total Environment, Vol. 219, pp. 183–208.

36-  Bargagli, R., Monaci, F., Sanchez-Hernandez, J. C., Cateni, D., 1998. Biomagnification of mercury in an Antarctic marine coastal food web. Marine Ecology Progress Series, Vol. 169, pp. 65–76.

37-  Back, R.C., Gorski, P.R., Cleckner, L.B., Hurley, J.P., 2003. Mercury content and speciation in the plankton and benthos of Lake Superior. The Science of the Total Environment, Vol. 304, pp. 349–354.

38-  Fowler, S. W., Heyraud, M., La Rosa, J., 1978. Factors affecting methyl and inorganic mercury dynamics in mussels and shrimp. Mar Bio, l46, pp. 267–276.

39-  اسماعیلی ساری، عباس. ١۳۸۱. «آلاینده­ها بهداشت و استاندارد در محیط زیست»، انتشارات نقش مهر، تهران، صص 667.