فصلنامه انسان و محیط زیست، شماره 23، زمستان  91

اصلاح گرهای غیرفعال ساز آلاینده­ها: سازوکار­های غیرفعال­سازی و

جنبه های زیست­محیطی کاربرد آن­ها

رامین سلماسی[1]^*

raminsalmasi@yahoo.com

چکیده

افزایش فعالیت­های کشاورزی به رها سازی آلاینده­های گوناگون از سامانه­های کشاورزی منجر می­گردد که به عنوان یکی از عوامل افت کیفیت خاک و آب، مطرح می­باشد. از شیوه­های پاک­سازی گوناگون از جمله کاربرد اصلاح گرهای شیمیایی برای کاهش زیان های مرتبط با این آلاینده ها بهره گیری می شود. در این مقاله پیرامون کاربردی ترین اصلاح گرهای شیمیایی جهت غیرفعال سازی فلزات سنگین، سازوکارهای این غیرفعال سازی ها و جنبه های زیست محیطی کاربرد این اصلاح گرها بحث فشرده ای می شود. اصلاح گرهای شیمیایی که به صورت متداول جهت غیر فعال سازی آلاینده ها کاربرد دارند در رده های فرآورده های آهن، کلسیم و آلومینیوم دار قرار می گیرند. ترکیبات فسفردار و رس های سیلیکاته، سایر فرآورده ها را تشکیل می دهند. سازو کارهای غیرفعال سازی آلاینده ها شامل یک یا ترکیبی از موارد زیر می باشد: تشکیل رسوب سطحی،  جذب بر روی سطوح کانی، رسوب به صورت نمک و هم رسوبی. بررسـی جنبه هــای محیط زیستی نشان می دهد که وجود مواد ناخواسته مانند فلزات سنگین، فلورید، سولفات، جامدات محلول و مواد پرتوزا در زایدات و باطله های صنعتی می توانند به آب های زیرزمینی آبشویی یابند و یا از طریق روانآب وارد آب های سطحی شوند. اسیدیته یا قلیاییت که با برخی از این زایدات همراه می باشد، می تواند زیان زیست محیطی جدی را به همراه داشته باشد. اصلاح گرهای شیمیایی عناصری را دارند که با تاثیر بر فعالیت برخی میکروب ها،  می توانند بر روی فرآیندهای ژئوشیمیایی حیاتی مانند انحلال و تشکیل کانی، هوادیدگی و معدنی شدن مواد آلی تاثیر گذار باشند. 

کلمات کلیدی: فلزات سنگین، سامانه های کشاورزی، فرآورده های صنعتی.

مقدمه

افزایش فعالیت های کشاورزی که جهت برآورد کردن نیازهای افزایش جمعیتی می باشد، رها سازی آلاینده ها از سامانه های کشاورزی را باعث می گردد که به عنوان یکی از عوامل افت کیفیت خاک و آب، مطرح می باشد (1). جهت مهار این تخریب های زیست محیطی از شیوه های بهسازی منابع آب و خاک به منظور کاهش خطرات آلاینده ها بهــره گیری می شود (2). یکی از این شیوه ها، کاربرد اصلاح گرهای شیمیایی جهت غیرفعال سازی یا بی تحرک سازی⁽¹⁾ آلاینده ها می باشد (3).کارساز بودن برخی از فرآورده های شیمیایی برای بی تحرک کردن آلاینده هایی مانند فسفر، ازت، فلزات سنگین و کربن آلی توسط پژوهشگران ارزیابی شده است (4-7). گزینش اصلاح گرهای شیمیایی به فراهمی، نوع آلاینده و به قیمت آن وابسته است (8). با در نظر گیری قیمت به عنوان عامل اصلی، به کار­گیری مواد فرعی صنعتی یا زایدات صنعتی که از کارخانه های منطقه­ای هم هستند، گزینه مناسبی می باشد. کاربرد این زایدات صنعتی برای اهداف پالایش این بهره را نیز دارد که موجب کاهش مواد دربرگیرنده این آلاینده ها می گردد (9). فرآورده های گوناگون آهن، کلسیم و آلومینیوم دار جهت بی تحرک سازی آلاینده هایی مانند فسفر، کربن آلی وفلزات سنگین و نیز جهت پایدارکردن خاک و بهبود وضعیت تغذیه ای کاربرد  دارند (10و11).  نوشتار حاضر با هدف درک بهتر از شیوه های بهسازی منابع آب و خاک به وسیله اصلاح گرهای شیمیایی تهیه شده است و در این راستا، پس از بررسی فشرده کاربردی ترین اصلاح گرهای شیمیایی جهت غیرفعال سازی فلزات سنگین، پیرامون سازوکارهای این غیرفعال سازی ها و جنبه های زیست محیطی کاربرد این اصلاح گرها بحث می شود.

فرآورده های آلومینیوم­دار                   

پژوهش­گران کارآیی اصلاح گرهای شیمیایی حاوی آلومینیوم را جهت بی تحرک سازی آلاینده ها در سامانه های کشـــاورزی بررســی نمـــوده اند (12و13و14). آلــوم یا آلومینیوم سولفات[Al₂(SO₄)₃14H₂O] ، سدیم آلومینات (Na₂Al₂O₄)، آلومینیوم کلراید (AlCl₃) و فرآورده های صنعتی فرعی مانند فرآورده بوکسیت از صنایع پالایش آلومینیوم، فرآورده های عمده حاوی آلومینیوم بشمار می روند (15). یافته های  McBride و همکاران (16) بعد از افزودن بوکسیت به خاک آلوده نشان داد که کاهش 70، 89 و 74 درصدی برای عناصر به ترتیب کادمیوم، روی و نیکل قابل عصاره گیری مشاهده شد. گزارش شده است باقی مانده های بوکسیتی دارای بیشترین ظرفیت جذب 72/19، 59/12، 95/10، 57/10 میلی گرم بر گرم برای فلزات به ترتیب مس، روی، و نیکل و کادمیوم می باشند (17).

فرآورده های آهن­دار

عمده ترین فرآورده هــای حــــاوی آهــن جهت بی تحرک سازی آلاینده ها، اکسیدهای آهن، سولفات ها وکلریدهای فرو و فریک، و فری هیدرات ها می باشند. همچنین صنایع تولید اکسید تیتانیوم و بوکسیت منجر بـــه تولید فرآورده های فرعی آهن دار می گردند (18و 19). کاربــرد اصلاح گرهای آهن دار برای بی تحرک سازی مس، روی، سرب و آرسنیک به اثبات رسیده است (20 و 21). در یک خاک که به آن فلزات سنگین افزوده شده بود، تیمار بوکسیتی باعث کاهش فراهمی عناصر کادمیوم، روی، سرب و آرسنیک به میزان 91، 94، 81 و 93 درصد گردید (22). افزودن نمک های آهن سه ظرفیتی به نسبت 1:100 به  نه خاک آلوده به آرسنیک، باعث کاهش 50 درصدی زیست فراهمی آرسنیک گردید (23). یافته های مشابهی نیز توسط سایر پژوهش­گران به دست آمده است (24و25). ثابت شده است که افزودن سولفات آهن به خاک های کشاورزی آلوده به آرسنیک، کاهش میزان قابل عصاره گیری این شبه فلز سمی را باعث شده است (26).

فرآورده های کلسیم­دار

اصلاح گــرهـــای کلسیـــم دار گونـاگــون مانند گــچ (CaSO₄.2H₂O)، آهک زنــده (CaO)، کلسیت (CaCO₃)، دولومیت [CaMg(CaCO₃)₂]، فسفات کلسیم [Ca₃(PO4)₂]، فسفو جیپسوم (CaSO₄.H₂O + P₂O₅)  و زایدات بوکسیتی (که دارای مقادیر قابل توجهی اکسید کلسیم می باشد) جهت غیر فعال ســازی آلاینده هــا در سامانه های کشاورزی کاربرد دارند (27و 28و 29). بیشتر فــرآورده هــای کلسیم دار مانند گچ اغلب در ترکیب با فرآورده های آهن و آلومینیوم دار می باشند. کاربرد برخی اصلاح گرهای کلسیم دار مانند گچ و آهک زنده این سود اضافی را دارند که اسیدیته را کاهش می دهند، ساختمان و وضعیت تغذیه ای خاک را بهبود می بخشند و می توانند جهت بهسازی خاک های اسیدی به فرآورده های آهن و آلومینیوم دار ترجیح داده شوند.

زمانی که به یک خاک آلوده به مس کانسنگ دولومیت (سنگ معدن حاوی کلسیم و منیزیم) اضافه گردید، کاهش قابل ملاحظه ای در تحرک مس موجود در خاک دیده شد (30). تمایل بالای آهک برای جذب برخی فلزات سنگین مانند کادمیوم و روی نیز به اثبـــات رسیــده است (31). اصــلاح گرهــــای کلسیم دار علاوه بـــر پیشگیــری از تحرک آلاینده ها، تاثیر به سزایی روی بهبود نفوذپذیری خاک، کاهش کدورت رواناب و بهسازی خاک های سدیمی دارند (32).

سایر فرآورده­ها

مواد فسفردار مانند سنگ فسفات، دی آمونیوم فسفات، آپاتیت، هیدروکسیــل آپاتیت، اسید فسفــریک و نمک های فسفات دار، توانایی بالایی در غیرفعال سازی سرب، مس و روی از خود نشان داده اند (33). سایر اکسیدها نیز مانند اکسید منگنز نیز جهت آرسنیک موثر هستند (34). کانی های رسی نیز برای بی تحرک سازی فلزات در خاک ها کاربرد دارند (35و36). نشان داده شده است که کانی سپیولیت برای غیرفعال سازی روی و کادمیوم و کانی پاله گورسکیت برای روی، کادمیوم، سرب و مس موثر هستند (37). بنتونیت باعث کاهش 50 درصدی آب شویی آرسنیک در خاک ها شده است (38). اخوت وهمکاران نقش اساسی بنتونیت طبیعی را در جذب سرب و کادمیوم موجود در خاک های آلوده نشان دادند (39). یافته های پژوهش Kuvirel و همکاران در رابطه با نقش تثبیت کنندگی بالای عناصر به وسیله زئولیت (40)، نشان داد این کانی تاثیر به سزایی در کاهش آبشویی عناصر کادمیوم، مس، نیکل و روی داشته است. یافته های پژوهشی سلماسی بر روی خاک های جنوب تهران (41) نشان داد توانایی دو کانی بنتونیت و آهک در غیر فعال سازی عناصر کادمیوم، سرب و نیکل از کانی های ایلیت، هماتیت و زئولیت بیشتر بوده است و این دو کانی با کاهش تحــرک سه عنصـریاد شده، از حرکت آن ها در خاکرخ و احتمال آلودگی بیشتر آب های زیرزمینی پیشگیری به عمل می آورند. 

توانایی خاکستر آتشفشانی، که از باقیمانده های سوخت زغال سنگ می باشد و سرشار از عناصری مانند کلسیم، منیزیم، سدیم، پتاسیم، آهن، آلومینیوم، روی و سیلیسیم است، برای بی تحرک کردن آلاینده ها به میزان Fe₂O₃، Al₂O₃ و  CaO این ماده بستگی دارد (42). یافته های پژوهشی Brown و همکاران (43) نشان داد اصلاح گرهای سوپرفسفات تریپل، بوکسیت، آهک و جامدات زیستی این توانایی را دارند که از زیست فراهمی و تحرک عناصر کادمیوم، سرب و روی موجود در خاک بکاهند. در بین این اصلاح گرها، فسفـری که به صورت سوپر فسفات تریپل به خاک اضافه شده بود، بیشینه کارآیی را در افزایش رشد گیاه و کاهش غلظت فلزات در بافت گیاهی (کاهش تحرک) داشت. 

شیمی غیر فعال سازی آلاینده ها

فرایندهای شیمیایی مرتبط با غیر فعال سازی آلاینده ها در سامانه های خاک و آب، یکی یا ترکیبی از موارد زیر می باشد: تشکیل رسوب در سطح، جذب بر روی سطوح کانی ها (تشکیل کمپلکس های پایدار و تبادل یونی)، تشکیل رسوب به صورت نمک ها و هم رسوبی (44). اسیدیته خاک، پتانسیل رداکس، کانی های رسی، و مواد آلی عواملی هستند که توانایی کنترل فرایندهای غیر فعال سازی را دارند (45).

در اکسیدها و هیدروکسیدهای آهن، آلومینیم و منگنز بعضی کاتیون های فلزات سنگین قدرت جایگزین کنندگی بیشتری با دیگر کاتیون ها دارا می باشند و می توانند بر روی محل های جذبی، بطور شیمیایی جذب شوند.  به عنوان مثال، واکنش تشکیل کمپلکس سطحی کادمیوم با اکسیدهای آهن بصورت زیر می باشد (46):

FeOH  + Cd²⁺→   FeOCd⁺ +   H⁺

اصلاح گرهای آهن دار (ترکیبی از اکسیدها و هیدروکسیدهای آهن بی شکل) آرسنیک محلـــول خاک را غیر فعال می سازند که انجام این سازوکار از طریق تبادل لیگاندی گونه های آرسنیک برای گروه ^- OH روی سطح هیدروکسید آهن و به دنبال آن تشکیل کمپلکس های درون کره ای انجام می گیرد (47). همچنین تشکیــل آرسنــات آهــن (FeAsO₄.H₂O) یا سکورودیت (FeAsO₄.H₂O) منجر به کاهش فعالیت آرسنیک می گردد. در pH پایین و شرایط اکسایش بالا، رسوب سکورودیت مشاهده می شود در حالی که در pH حدود 5 و اکسایش متوسط، ترکیب غیرمحلول  ₂(AsO₄)Fe₃ تشکیل می گردد (48). غیر فعال سازی آرسنیک توسط ترکیبات منگنز از طریق هم رسوبی آرسنیک به صورت MnHAsO₄.8H₂O یا کانی غیر محلول Mn₃(AsO₄)₂ گزارش شده است (49). تحرک مس در خاک، وابستگی زیادی به اسیدیته محلول دارد و از طریق جذب شیمیایی توسط کربنات ها، رس ها و ترکیبات فسفات دار می تواند بی تحرک گردد. بی تحرک شـدن مس می تواند توسط تبادل یونی و تشکیل کمپلکس های سه گانه  بر روی سطوح اکسی-هیروکسید های آهن و آلومینیوم رخ دهد (50). افزوده شدن pH در اثر کاربرد باقیمانده های بوکسیتی به خاک های آلوده، موجب گردید  فلزات کادمیوم، سرب، نیکل، روی و مس غیر فعال گردند (51).

تواناییکربنات کلسیم در غیرفعال سازی فلزات که در ارتبــاط با تغییر در pH  می باشد به سه شیــوه انجــام می گیرد (52): نخست، افزایش pH در خاک های با بار متغیر موجب افزایش بار سطح منفی می گردد و در نتیجه افزایش جذب کاتیونی را باعث می گردد؛ دوم، افزایش pH خاک منجر به تشکیل گونه های هیدروکسی آپاتیت کاتیون های فلزی (مانند CdOH⁺)می شود که نسبت به خود کاتیون فلزی تمایل بیشتری برای جذب بر روی مکان های جذبی دارند و سوم، فلز به صورت هیدروکسید در pH بازی رسوب می کند (مانند  (Cr(OH)₃ . همچنین سطح کربنات کلسیم می تواند با جذب شیمیایی برخی از عناصر سنگین، مکانیسم جذب و  نگه داری فلز را فراهم آورده ، سبب کاهش فعالیت فرم محلول این عناصر گردد (53). بی تحرک شدن مس توسط فرآورده های کلسیم دار مانند باقیمانده های دولومیتی در اثر رسوب مس به صورت کربنات مس انجام می گیرد. همچنین موقعی که مواد حاوی کلسیم و منیزیم به خاک آلوده با مس اضافه شدند، میزان پیوندهای بین رس (یا اکسید فلز) و مواد آلی افزایش می یابد. از آن جایی که مس بیشتر  به وسیله مواد آلی کمپلکس تشکیل می دهد، افزایش تشکیل پیوند رس-مواد آلی به وسیله کلسیم و منیزیم انجام می گیرد، به نوبه خود موجب غیر فعال شدن این فلز می گردد (54).

در غلظت های پایین فلز سنگین، جذب به صورت شیمیایی صورت می گیرد که طی آن فلز جانشین Ca²⁺در سطوح کریستالی آهک می گردد (55). به عنوان مثال برای کادمیوم واکنش به شکل زیراست:

Cd²⁺    +  CaCO₃ → CdCaO₃   + Ca²⁺

 و تغییری در pH صــورت نمی گیرد. در غلظت های بیشتر، رســوب ایجــاد می گردد که بدین وسیله باعث کاهش pH می گردد (56):

Cd²⁺   +   H₂CO₃ →   CdCO₃  +   2H⁺

Whalen  (57) نشان دادند که افزودن آهک به خاک های آلوده به آرسنیک، به تشکیل رسوبات Ca(AsO₄)₂  و  CaHAsO₃  می انجامد که بدین وسیله از تحرک این عنصر سمی در خاک کاسته می شود.

سازو کارهای تثبیت و در نتیجه غیر فعال سازی فلزات توسط ترکیبات فسفاته شامل موارد زیر می باشد (58): فرایند تبادل کاتیونی، تشکیل کمپلکس در سطـح، انحلال سنگ های فسفاته اولیه، رسوب فسفات های فلزی جدید و هم رسوبی (جایگزینی کلسیم موجود در فسفات به وسیله سایر فلزات طی کریستالی شدن مجدد). زمانی که کودهای فسفره کم محلول مانند سنگ فسفات به خاک اضافه می شوند، انحلال آن ها موجب می شـــود که فلزات از طریق تشکیل رســوب به صورت فسفات فلز، کم تحرک گردند. در خاک، سنگ فسفات با مصرف اسید مطابق واکنش زیر، حل می شود:

Ca₁₀(PO₄)6F₂ + 12H⁺  → 10Ca²⁺ + 6H₂PO^4- + 2F^- 

و با تشکیل فسفات فلز، از تحرک آن می کاهد. رسـوبی که بدین وسیله تشکیل می گردد، ساز و کار اصلی غیرفعال سازی فلزاتی مانند سرب، روی و کادمیوم بشمار می رود. طبـق گزارش Arnich  و همکاران (59) نیز رسوب فلوروپیرومورفیت [Pb₁₀ (PO₄) 6F₂] ساز و کار اساسی غیر فعال سازی سرب می باشد، در حالیکه جذب سطحی یا تشکیل کمپلکس درصد کمتری را به خود اختصاص می دهند. بنابراین می توان با افزودن سنگ فسفات به خاک های آلوده به سرب از تحرک این فلز سنگین توسط تبادل یونی و رسوب  - که حلالیت و زیست فراهمی پایینی دارند- کاست و بدین وسیله خطر سمیت سرب را در محیط زیست کاهش داد. زمانی که که روی با سنگ فسفات مخلوط می گردد، بر روی سطح سنگ فسفات کمپلکس تشکیل می شود که با جای گزینی یون های H+ منجر به کاهش pH خاک می گردد مطابق واکنش زیر:

POH + Zn²⁺  →  POZn⁺  +  H⁺

در پژوهشی که در مورد بازدهی ترکیبات طبیعی و مصنوعی اصلاح گرهای فسفاته برای غیرفعال سازی کبالت و نیکل در خاک های اطراف فعالیت های معدن کاری انجام گرفت (60)، تشکیل کمپلکس های فلزات سنگین بر روی سطح دانه های فسفاته، انحلال جزیی اصلاح گرها و رسوب فسفات های حاوی فلزات سنگین، سازوکارهای اصلی این دو اصلاح گر جهت غیرفعال سازی دو عنصر برشمرده شدند.

روی و بیشتر فلزات سنگین با جذب بر روی سطوح کانی ها، کمپلکس های درون یا برون کره ای تشکیل می دهند (61). کمپلکس های درون کره ای زمانی تشکیل می شوند که لایه آبگیری شده اولیه طی جذب سطحی، آب خود را از دست بدهد، در حالی که کمپلکس های برون کره ای آب خود را نگه داشته اند. واکنش روی با کانی های گیبسیت، گوئتیت، فری هیدرات، و آلومینا منجر به تشکیل کمپلکس های درون کره ای می شود در حالی که این واکنش با مونتموریلونیت به تشکیل کمپلکس های برون کره ای می انجامد (62). توانایی کانی زئولیت در بی تحرک سازی فلزات سنگین به تبادل سدیم موجود در شبکه زئولیت و این فلزات ربط داده شده است (63).

اصلاح گرهای شیمیایی همچنین جهت غیرفعال سازی و یا تخریب عوامل بیماری زای عفونی در کودهای دامی و جامدات زیستی کاربرد دارند. اصلاح گرهای آهن، آلومینیوم و کلسیم دار با اسیدیته بالا منجر به از بین رفتن کلیفرم ها به وسیله تولید اشکال سمی اکسیژن مانند یون های هیدروکسیل در pH بالا می گردند که به غشا سیتوپلاسمی بیشتر میکروب ها آسیب وارد می کند. فلزات سنگین موجود در اصلاح گرها بوسیله ایجاد پیوند با غشاهای سلولی شان و پیشگیری از فعالیت های فیزیولوژیکی و زیست شیمیایی  می توانند از فعالیت باکتری ها بکاهند (64و65).

جنبه های زیست محیطی

اصــلاح گــرهــای شیمیایی گــونـاگــون جهت بی تحرک سازی آلاینده های ناشی از سامانه های کشاورزی به کار گرفته می شوند. می توان با کاربرد ضایعات صنعتی گوناگون از تحرک و حلالیت آلاینده های فلزات سنگین کاست و بدین وسیله آثار زیست محیطی نامطلــوب آن هــا کاهش می یابد.

با این وجود، افزودن مداوم بیشتر این اصلاح گرها و ناخالصی های همراه آن ها اثر مخربی بر روی کیفیت آب و خاک دارد.  یافته های پژوهشی (66)  نشان داد کاربرد لجن آلوم در خاک، میزان محصول گیاهان آن را کاهش داد در حالی که این کاهش محصول به سمیت حاصل از آلومینیوم در سیستم ریشه ربط داشت. افزوده شدن آلوم به کود مایع دامی منجر به تولید گاز اسید سولفوره (H₂S) گردید که ناشی از استفاده ریزجانداران از سولفات برای تنفس و بنابراین کاهش (احیا) آن به (H₂S)  می باشد (67). کاربرد فسفوجیپسوم در زمین های کشاورزی جنبه مهم دیگری به همـراه دارد. ناخالصی های موجود در آن مانند فلزات سنگیــن، فلــور و نمک های محلول به سادگی به آب های زیرزمینی آب شویی پیدا می کنند و یا از طریق رواناب های سطحی در آب های پذیرنده رها می شوند. وجود عناصر رادیو اکتیو نیز که از جنبه سمیت رادیویی شان از اهمیت زیست محیطی زیادی برخوردارند نیز در فسفوجیپسوم به اثبات رسیده است. احتمال ورود بخارات رادون از خاک های فسفوجیپسوم داده شده به منازل مسکونی گزارش شده است (68). اسیدیته ناشی از کاربرد فسفوجیپسوم اگر کنترل نشود می تواند برای محیط زیست آسیب زایی زیادی داشته باشد. کاربرد ضایعات بوکسیت جهت پاک سازی فسفر و بوکسیت با افزایش pH و ترکیبات سدیمی همراه است که می تواند با ایجاد پخشیدگی، موجب تخریب ساختمان خاک گردد (69). موقعی که ضایعات بوکسیتی (دارای قلیاییت و سدیم بالا) به خاک های حاوی کود دامی افزوده شدند، خاک پخشیــدگی پیــدا کــرد و آب عصاره گیری شده از این خاک، کدورت بالایی نشان داد (70). بسته به منشاء و سن، ضایعات بوکسیتی می توانند مقادیر بالایی عناصر نادر مانند آرسنیک، کادمیوم و کروم داشته باشند. گرچه بر اساس مطالعات با وجود سطح بالای این عناصر، جزء زیست فراهم این عناصر معمولا پایین می باشد. رادیونوکلوئیدهای طبیعی مانند رادیوم-226 و توریوم-232 نیز در نمونه های بوکسیت و آلومینا مشاهده شده اند. بنابراین، کاربرد این مواد می تواند آسیب های رادیواکتیو جدی به همراه داشته باشد (71). کاربرد خاکستر آتشفشانی می تواند با افزودن عناصر سمی مانند کادمیوم، کبالت، کروم، مس، مولیبدن، سرب، نیکل، سلنیم، وانادیم و روی به خاک همراه باشد (72). کاربرد اصلاح گرهای شیمیایی می تواند اثر معنی داری روی تنوع ژنتیکی جمعیت میکروبی خاک داشته باشد. میکروب های اکسایش گر  آهن مانند تیوباسیلوس فراکسیدانس می توانند از آهن  به عنوان منبع انرژی در شرایط هوازی و غیر هوازی بهره مند شوند. فعالیت این میکروب های اکسایش یا کاهش گر اثر چشمگیری روی ژئوشیمی خاک و رسوب دارد. غنی سازی با آهن می تواند سازگاری ریزجانداران حساس به آهن را بالا ببرد که بر فرایندهای ژئوشیمیایی مانند انحلال و تشکیل کانی، هوادیدگی و معدنی شدن مواد آلی تاثیر گذارست. 

نتیجه­گیری

آلودگی های ناشی از کشاورزی به دلیــل تاثیــر آن بر روی منابع آب، هــوا و زمین رو به ازدیاد می باشـــد. آلاینده های اصلی کشــاورزی کـــه بر کیفیت خاک و آب تاثیر گذارند شامل نیتروژن، فسفر، فلزات سنگین، کربن آلی و پاتوژن ها می باشند. نزولات اتمسفری، پساب ها، کودهای معدنی و آهک، کمپوست ها، ضایعات صنعتی و آب آبیاری منابع عمده آلاینده های یاد شده را تشکیل می دهند. فرآورده های آهن، آلومینیوم و کلسیم دار و ضایعات صنعتی گوناگونی هستند که توانایی بی تحرک سازی فلزات سنگین را در سامانه های کشاورزی دارند. ثابت شده است که مواد فسفر دار مانند سنگ فسفات، دی آمونیوم فسفات و نمک های فسفات دار این توانایی را دارند که سرب را غیر فعال سازند و اثر نسبتا خوبی روی کاهش تحرک روی و مس داشته باشند. کانی های رسی مانند پاله گورسکیت و سپیولیت می توانند کادمیوم و روی خاک ها را بی تحرک سازند. همچنین بنتونیت در کاهش آبشویی آرسنیک خاک ها موثر بوده است. اصلاح گرهای دارای آهن، آلومینیوم و کلسیم (مانند باقیمانده های بوکسیتی) مرگ کالی فرم های کودهای حیوانی و جامدات زیستی – که منبع اصلی پاتوژن های عفونی هستند -  را باعث می گردند.

ساز و کارهای بی تحرک سازی آلاینده های کشاورزی در سیستم های خاک و آب، یک یا ترکیبی از این سازوکارهای می باشد: تشکیل رسوب در سطح، جذب سطحی بر روی سطوح کانی، رسوب بصورت نمک ها و هم رسوبی. تشکیل رسوب به وسیله کربنات ها (مس و روی)، هیدروکسیدها (روی)، فسفات (سرب) و نیز تشکیل کمپلکس به وسیله اکسیدها و هیدروکسیدهای آهن و آلومینیوم (روی، مس و آرسنیک)، رس ها (مس) و لیگاندهای آلی (روی و مس). درک بهتر از شیوه صحیح کاربرد اصلاح گرها زمانی است که  با لحاظ جنبه های زیست محیطی همراه باشد. ناخالصی هایی مانند فلزات سنگین، فلور و نمک های محلول که در ضایعات صنعتی مانند فسفو جیپسوم و زایدات بوکسیتی دیده می شـــونــد، می توانند به سادگی وارد آب های زیرزمینی گردند و یا از طریق هرز آب در آب های پذیرنده رها شوند. عناصر پرتوزای گوناگون در فسفو جیپسوم و زایــدات بوکسیتی شنـاسایی شده اند. اسیدیته و قلیاییت ناشی از به ترتیب فسفوجیپسوم و زایدات بوکسیتی در صورتی که مهار نشوند، زیان هـــای محیط زیستی به همراه خواهند داشت. کاربرد اصلاح گرهای شیمیایی مانند ترکیبات آهن در خاک تاثیر معنی داری بر روی تنـــوع ژنتیکی میکروب های اکسایش گر یا کاهش گر آهن دارد و به نوبه خود برروی ژئوشیمی خاک و رسوب تاثیر گذار خواهند بود.

منابع

1. USEPA. National Water Quality Inventory [Online]. Available at http://www.epa. Gov/305b/2000report/2003 (verified 14 Nov. 2003). USEPA, Washington, D.C.
2. Adriano, DC, 2001. Trace elements in terrestrial environments: biogeochemistry, bioavailability, and risks of metals. 2^nd ed. New York: Springer-Verlag.
3.  Kabata-Pendias, A., and Pendias, H., 1992. Trace elements in soils and plants, CRC Press.
4. Agyei, N., Strydom, C., Potgieter, J., 2002. The removal of phosphate ions from aqueous solution by fly ash, slag, ordinary Portland cement and related blends. Cem Concrete Res, 32:1889–97.
5. Alvarez-Ayuso, E., Garcia-Sanchez, A., 2003a. Palygorskite as a feasible amendment to stabilize heavy metal polluted soils. Environ Pollut., 125:337–44.
6. Alvarez-Ayuso E, Garcia-Sanchez A. 2003b. Sepiolite as a feasible soil additive for the immobilization of cadmium and zinc. Sci Total Environ., 305:1-12.
7. Anderson, D., Tuovinen, O., Faber, A., Ostrokowski, I., 1995. Use of soil amendments to reduce  soluble phosphorus in dairy soils. Ecol Eng, 5:229–46.
8. Bouwer, H., 1989. Agricultural contamination: problems and solutions. Water Environ Technol, 1(2):292–7.
9. USEPA. National Water Quality Inventory: 2002. Rep. No. 841R02001. Washington, DC: USEPA; 468 pp.
10. Yu, J., Lei, T., Shainberg, I., Mamedov, A., Levy, G., Infiltration and erosion in soils treated with dry PAM and gypsum. 2003. Soil Sci Soc Am J., 67:630–6.
11. Zhu, B., Alva, A., 1993. Trace metal and cation transport in a sandy soil with various amendments. Soil Sci. Soc. Am. J., 57:723–727.
12. Summers, RN, Guise, NR, Smirk, DD, Summers, KJ., 1996. Bauxite residue (red mud)       improves pasture growth on sandy soils in Western Australia. Aust J Soil Res.,  34:569–581.
13. Sims J, Luka-McCafferty N. On-farm evaluation of aluminum sulfate (alum) as a poultry litter amendment: effects on litter properties. J Environ Qual 2002;31:2066–73.
14. Udeigwe, TK, Wang, JJ, Zhang, H., 2009. Effectiveness of bauxite residues in immobilizing contaminants in manure-amended soils. Soil Sci.,174:676–87.
15. Sparks, D., 2003. Environmental soil chemistry. California: Academic Press.
16. McBride, M, Sauve S, Hendershot W., 2005. Solubility control of Cu, Zn, Cd and Pb in contaminated soils. Eur. J. Soil Sci., 48:337–46.
17. McConchie D, Clark MW, Davies-McConchie F., 2002. New strategies for the management of bauxite refinery residues (red mud). P. 327–332. Proceedings of the 6^th International Alumina Quality Workshop. Australia: Brisbane. P. 8-13. September.
18. Sawyer, C., McCarty, P., Parkin, G., 2002. Chemistry for environmental engineering and science. New Jersey, McGraw-Hill.
19. Gier, S., Johns, W., 2000. Heavy metal-adsorption on micas and clay minerals studied by X-ray photoelectron spectroscopy. Appl. Clay Sci., 16, 289–99.
20. Dyer, J., Trivedi, P., Scrivner,  N., Sparks, D., 2004. Surface complexation modeling of zinc sorption onto ferrihydrite. J. Colloid Interface Sci., 270, 56–65.
21. Jain, A., Raven, KP, Loeppert, RH, 1999. Arsenite and arsenate adsorption on ferrihydrite: surface  charge reduction and net OH− release stoichiometry. Environ Sci Technol.,  33, 1179–84.
22. Sang-Hwan, Lee, A., Eui, Young, Kim, A., Hyun, Park, B., Jihoon, Yun, C., Jeong-Gyu, Kim, 2011. In situ stabilization of arsenic and metal-contaminated agricultural soil usingindustrial by-products, Geoderma 161, 1–7
23. Vandecasteele, C., Dutré, V., Geysen, D., Wauter, G., 2002. Solidification/stabilization of arsenic bearing fly ash from metallurgical industry. Immobilization mechanism of arsenic. Waste Manage. 22, 143–146.
24. Wenzel, W.W., Kirchbaumer, N., Prohask, T., Stingeder, G., Lombi, E., Adriano, D.C., 2001. Arsenic fractionation in soils using an improved sequential extraction procedure. Anal. Chim. Acta 436, 309–323.
25. Mench, M., Vangronsveld, J., Beckx, C., Ruttens, A., 2006. Progress in assisted natural remediation of arsenic contaminated soil. Environ. Pollut. 144, 51–61.
26. Narwal, R.P., Singh, B.R., Salbu, B., 1999. Association of cadmium, zinc, copper, and nickel with components in naturally heavy metal-rich soils studied by parallel and sequential extractions. Commun. Soil Sci. Plant Anal. 30, 1209–1230.
27. Hinojosa, M.B., Carreira, J.A., García-Ruíz, R., Dick, R.P., 2004. Soil moisture pretreatment effects on enzyme calcium as indicators of heavy metal-contaminated and reclaimed soils. Soil Biol. Biochem. 36, 1559–1568.
28. Hinojosa, M.B., Carreira, J.A., Rodríguez-Maroto, J.M., García-Ruíz, R., 2008. Effects of pyrite sludge pollution on soil calcium activities: ecological dose–response model. Sci. Total Environ. 396, 89–99.
29. ISO 11466, 1995. Soil Quality — Extraction of Trace Elements Soluble in Aqua Regia.International Organization of Standardization, Geneva, Switzerland.
30. Hartley W, Lepp N. Remediation of arsenic contaminated soils by CaO application, evaluated in terms of plant productivity, arsenic and phytotoxicmetal uptake. Sci Total Environ 2008;390:35–44.
31. Hartley W, Edwards R, Lepp N. Arsenic and heavy metal mobility in calcite amended contaminated soils as evaluated by short- and long-term leaching tests. Environ Pollut 2004;131: 495–504.
32. Han FX, Kingery WL, Selim HM, Gerard PD. Accumulation of heavy metals in a longterm poultry waste-amended soil. Soil Sci 2000;165:260–8.
33. Hao X, Larney F, Chang C, Travis G, Nichol C, Bremer E. The effect of phosphogypsum on greenhouse gas emissions during cattle manure composting. J Environ Qual 2005;34: 774–81.
34. Harmel R, Smith D, Haney R, Dozier M. Nitrogen and phosphorus runoff from cropland and pasture fields fertilized with poultry litter. J Soil Water Conserv 2009;64: 400–12.
35. Hartley W, Lepp N. Remediation of arsenic contaminated soils by bentonite  application, evaluated in terms of plant productivity, arsenic and phytotoxic metal uptake. Sci Total Environ 2008;390: 35–44.
36. Chiu VQ, Hering JG. Arsenic adsorption  and oxidation at manganite surfaces. 1. Method for simultaneous determination of adsorbed and dissolved arsenic species. Environ Sci Technol 2000;34: 2029–34.
37. Kaggwa R, Mulalelo C, Denny P, Okurut T. The impact of alum discharges on a natural tropical wetland in Uganda. Water Res 2001; 35: 795–807.
38. Kaiser K, Guggenberger G. The role of  DOM sorption to mineral surfaces in the preservation of heavy metals in soils. Org Geochem 2000; 31:711–25.
39. Okhoovat, M., Dadeny, P., and Eradat, S. 1994. A mechanistic description of Cd and Pb sorption on montmorillonite. J. Con. Hyd., 14, 57-63.
40. Kuvirel, J., Lagerkvist, A., Maurice, C., 2008. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments—a review. Waste Manage. 28, 215–225.
41. سلماسی، ر.، 1374. بررسی حرکت نیکل، کادمیوم و سرب در خاک های جنوب تهران. پایان نامه کارشناسی ارشد، گروه خاک­شناسی پردیس کشاورزی و منابع طبیعی دانشگاه تهران.
42. Jala, S., Goyal, D., 2006. Fly ash as a soil ameliorant for improving crop production—a review. Bioresour Technol., 97, 1136–47.
43. Brown S, Christensen B, Lombi E, McLaughlin M, McGrath S, Colpaert J.,  2005. An interlaboratory study to test the ability of amendments to reduce the availability of Cd, Pb, and Zn in situ. Environ Pollut., 138, 34–45.
44. Sharpley, A., 2000. Agriculture and phosphorus management: the Chesapeake Bay. CRC.
45. Khare, N., Hesterberg, D., Martin, JD., 2005. XANES investigation of phosphate sorption in single and binary systems of iron and aluminum oxide inerals. Environ Sci. Technol., 39, 2152–60.
46. McBride, M. B., 1981. Chemisorption of Cd on calcite surfaces. SSSAJ, 44: 26-28.
47. Jain, A., Raven, KP, Loeppert, RH., 1999. Arsenite and arsenate adsorption on ferrihydrite: surface charge reduction and net OH− release stoichiometry. Environ Sci Technol., 33, 1179–84.
48. Tournassat C, Charlet L, Bosbach D, Manceau A., 2002. Arsenic(III) oxidation by birnessite and precipitation of manganese(II) arsenate. Environ Sci Technol;36:493–500.
49. Porter SK, Scheckel KG, Impellitteri CA, Ryan JA., 2004. Toxic metals in the environment: thermodynamic considerations for possible mmobilization strategies for Pb, Cd, As, and Hg. Crit Rev Env Sci Technol, 34:495–604.
50. Temminghoff E, Van der Zee S, de Haan F. 1997. Copper mobility in a copper-contaminated sandy soil as affected by pH and solid and dissolved  organic matter. Environ Sci Techno, 31:1109–15.
51. Udeigwe TK, Wang JJ, Zhang H., 2009. Effectiveness of bauxite residues in immobilizing contaminants in manure-amended soils. Soil Sci., 174:676–87.
52. Yu J, Lei T, Shainberg I, Mamedov A, Levy G., 2003. Infiltration and erosion in soils treated with dry PAM and gypsum. Soil Sci Soc Am J; 67:630–6.
53. Zachara, J., 1992. Cadmium sorption to soil separates, SSSA, 56:1074-1084.
54. Jackson B, Miller W. Effectiveness of phosphate and hydroxide for desorption of arsenic and selenium species from iron oxides. Soil Sci Soc Am J 2000; 64:1616–22.
55. Udeigwe TK, Wang JJ, Zhang H. 2007. Predicting runoff of suspended solids and particulate phosphorus for selected Louisiana soils using simple soil tests. J Environ Qual., 36, 1310–1317.
56. Zhu B, Alva A., 1993. Trace metal and cation transport in a sandy soil with various amendments. Soil Sci Soc Am J., 57, 723–727.
57. Whalen J., 2002.  Calcium co-amendments modify extractable orthophosphate levels in fresh and composted cattle manure. Water Air Soil Pollut, 141, 105–124.
58. Scheckel KG, Ryan JA, Allen D, Lescano NV., 2005. Determining speciation of Pb in phosphate amended soils: method limitations. Sci Total Environment, 350:261–272.
59. Arnich N, Lanhers MC, Laurensot F, Podor R, Montiel A, Burnel D., 2003.  In vitro and in vivo studies of lead immobilization by synthetic hydroxyapatite. Environ Pollut; 124: 139–149.
60. Melamed R, Cao X, Chen M, Ma LQ., 2003. Field assessment of lead immobilization in a contaminated soil after phosphate application. Sci Total Environ; 305: 117–127.
61. Garcia-Sanchez A, Alvarez-Ayuso E, Rodriguez-Martin F. 2002. Sorption of As (V) by some oxyhydroxides and clay minerals. Application to its mmobilization in two polluted mining soils. Clay Miner., 37:187–194.
62. Hartley W, Edwards R, Lepp N., 2004. Arsenic and heavy metal mobility in iron oxideamended contaminated soils as evaluated by short- and long-term leaching tests. Environ Pollut;131: 495–504.
63. Dyer J, Trivedi P, Scrivner N, Sparks D. 2004. Surface complexation modeling of zinc sorption onto zeolite. J Colloid Interface Sci., 270:56–65.
64. Domek MJ, LeChevallier MW, Cameron SC, McFeters GA., 1984. Evidence for the role of copper in the injury process of coliform bacteria in drinking water. Appl Environ Microbiol., 48:289–293.
65. Pearson HW, Mara DD, Bartone CR., 1987. Guidelines for the minimum evaluation of the performance of full-scale wastes stabilization pond systems. Water Res., 21: 1067–1075.
66. Kaggwa R, Mulalelo C, Denny P, Okurut T., 2001. The impact of alum discharges on a natural tropical wetland in Uganda. Water Res., 35, 795–807.
67. Smith D, Moore Jr P, Griffis C, Daniel T, Edwards D, Boothe D., 2001. Effects of alum and aluminum chloride on phosphorus runoff from swine manure. J Environ Qual., 30:992–998.
68. Rutherford P, Dudas M, Samek R., 1994. Environmental impacts of phosphogypsum. Sci Total Environ; 149:1-38.
69. McConchie D, Clark MW, Davies-McConchie F., 2002. New strategies for the management of bauxite refinery residues (red mud). P. 327–332. Proceedings of the 6^th International Alumina Quality Workshop. Australia: Brisbane;. P. 8-13.
70. Menzies NW, Fulton IM, Morrell WJ, 2004. Seawater neutralization of alkaline bauxite residue and implications for revegetation. J Environ Qual; 33:1877–1884.
71. Abbady A, El-Arabi A., 2006. Naturally occurring radioactive material from the aluminium industry—a case study: the Egyptian Aluminium Company, Nag Hammady, Egypt. J Radiol Prot;26:415–422.
72. Lee P, Delay I, Nasserzadeh V, Swithenbank J, McLeod C, Argent B., 2006. Characterization, decontamination  and health effects of fly ash from waste incinerators. Environ Prog;17: 261–269.