عناصر بالقوه سمی (PTEs) از جمله رایج‌ترین آلاینده‌های خاک هستند ^۱ و به دلیل ماهیت سمی، پایداری طولانی‌مدت و توانایی تجمع در خاک، ممکن است خطرات قابل توجهی برای محیط زیست و سلامت انسان ایجاد کنند ^۲ . توزیع آنها در خاک به شدت تحت تأثیر الگوهای استفاده از زمین و فعالیت‌های انسانی مانند عملیات صنعتی، کشاورزی و توسعه شهری قرار دارد. در نتیجه، غلظت PTEs در خاک منعکس کننده فرآیندهای طبیعی و ورودی‌های مشتق شده از انسان ^۳ است . بنابراین ارزیابی و مدیریت این آلاینده‌ها برای استفاده پایدار از زمین و حفاظت مؤثر از محیط زیست ضروری است ^۴،۵ .

PTE های خاک بسیار سمی، زیست تخریب پذیر ضعیف و به راحتی زیست تجمع پذیر هستند ^۶٫ هنگامی که وارد اکوسیستم می شوند، مستعد مهاجرت و تجمع هستند، تعادل اکولوژیکی را مختل می کنند و بر سلامت انسان تأثیر می گذارند ^۷ ، ۸٫ شاخص های مختلفی برای نظارت و ارزیابی سطح آلودگی خاک توسط PTE ها در مناطق مختلف ^۹ ، ۱۰ ، مانند شاخص نیمرو (NI)، شاخص بار آلودگی (PLI) و شاخص زمین انباشت (Igeo) ^{۱۱ ، ۱۲ ، ۱۳} استفاده شده است. در تمام این شاخص های پرکاربرد در ارزیابی ریسک اکولوژیکی خاک، سطح آلودگی کمی سازی می شود و سطح آلودگی با مقایسه غلظت ها در خاک با مقادیر مرجع یا زمینه تعیین می شود ^۱۴٫ یکی از نقاط ضعف این روش ها، عدم توانایی در ارائه ارزیابی جامع از کیفیت خاک است. به عبارت دیگر، آنها نمی توانند نشان دهند که چگونه PTE ها در مناطق آلوده بزرگ مرتبط هستند. در این مطالعه، ما از شاخص وزنی بهبود یافته (IWI) به عنوان یک شاخص جدید ^۱۵ استفاده کردیم . تفاوت اصلی این شاخص با سایر شاخص‌های رایج آلودگی خاک این است که ویژگی‌های مختلف محیط‌های مختلف را که در مهاجرت و انتقال PTEها نقش دارند، در نظر می‌گیرد. این روش از تحلیل مؤلفه‌های اصلی (PCA) برای شناسایی تأثیر رابطه بین فلزات بر سطح آلودگی خاک استفاده می‌کند. این روش همچنین تجزیه و تحلیل را مختصرتر و راحت‌تر می‌کند ^{۱۵ ، ۱۶} .

قرار گرفتن در معرض هر یک از PTEها می‌تواند اثرات نامطلوبی بر سلامت انسان داشته باشد. به عنوان مثال، روی و مس عناصر ضروری برای رشد هستند که تا حدودی برای متابولیسم بدن مورد نیاز هستند، اما افزایش غلظت آنها در بدن بالاتر از حد مجاز باعث سمیت می‌شود . ^۱۷ به طوری که مصرف زیاد نمک‌های محلول مس باعث اختلالات گوارشی می‌شود . ^۱۸ علاوه بر این، قرار گرفتن طولانی مدت در معرض غلظت‌های بالای مس و روی خطر ابتلا به بیماری پارکینسون را افزایش می‌دهد . ^۱۹ برخی از عناصر مانند آرسنیک، سرب، کادمیوم و وانادیم کاملاً برای بدن سمی هستند و حتی غلظت‌های پایین آنها نیز می‌تواند خطرناک باشد. طبق گزارش آژانس حفاظت از محیط زیست ایالات متحده (USEPA)، این عناصر در فهرست عناصر مختل کننده غدد درون ریز در بدن قرار دارند. ^{۲۰ ، ۲۱٫} اثرات کادمیوم در بدن را می‌توان به افزایش فشار خون و آسیب به کلیه‌ها در غلظت‌های بالا نسبت داد . ^۲۲ قرار گرفتن طولانی مدت در معرض سرب باعث آسیب به کلیه‌ها و عملکرد سیستم عصبی می‌شود. کودکان در مقایسه با بزرگسالان در معرض خطر بیشتری از سرب هستند، زیرا سرب در بدن کودکان جذب استخوان نمی‌شود، بلکه جذب بافت‌های نرم، از جمله مغز، می‌شود. سرب همچنین می‌تواند ضریب هوشی کودکان را کاهش دهد. همچنین، در زنان باردار، قرار گرفتن در معرض سرب زیاد می‌تواند باعث سقط جنین، وزن کم هنگام تولد نوزادان و اختلالات رشدی شود ^۲۳ ، و حتی تغییرات ژنتیکی جنین ^{۲۴ ، ۲۵٫} اثرات منفی کروم شامل اختلالات قلبی عروقی و چاقی در سنین پایین ^۲۶ است . وانادیوم باعث سمیت در سیستم‌های مختلف بدن، از جمله سیستم عصبی مرکزی ^۵ ، ۲۷ می‌شود .

آژانس حفاظت از محیط زیست ایالات متحده (USEPA) یک مدل ریسک سلامت انسان (HHR) برای ارزیابی ریسک PTEها توسعه داده است ^۲۸ . در این مدل، میانگین مواجهه روزانه با PTEها تحت مسیرهای مختلف مواجهه، از جمله مصرف خوراکی، استنشاق بینی و تماس مستقیم پوستی، محاسبه می‌شود. سپس، با دوز مرجع (RfD) و ضریب شیب دهانی (SF) هر عنصر ترکیب می‌شود و بر این اساس، ریسک غیرسرطان‌زایی و ریسک سرطان‌زایی این عناصر برای گروه‌های مختلف، از جمله کودکان و بزرگسالان، تعیین می‌شود ^{۲۹ ، ۳۰٫} مدل HHR قادر به کمی‌سازی ریسک‌های بالقوه غیرسرطان‌زایی و سرطان‌زایی هر PTE است و می‌تواند سهم ریسک هر PTE را در سلامت انسان نشان دهد. به این ترتیب، عناصر اصلی مؤثر بر ریسک سرطان‌زایی و غیرسرطان‌زایی قابل شناسایی هستند ^۶ .

کاربری زمین، به عنوان یکی از عوامل مهم مؤثر بر رفتار و توزیع آلاینده‌های خاک، نقش مهمی در تعیین میزان و الگوی توزیع PTEها ایفا می‌کند ^۳۱ . تغییرات کاربری زمین، به ویژه به دلیل فعالیت‌های انسانی مانند کشاورزی، صنعت و شهرنشینی، می‌تواند اثرات مستقیم و غیرمستقیمی بر تجمع و پراکندگی PTEها داشته باشد ^{۳۲ ، ۳۳ ، ۳۴٫} به طور خاص، مطالعات متعددی نشان داده‌اند که نوع کاربری زمین نه تنها بر منبع و توزیع مکانی PTEها تأثیر می‌گذارد، بلکه خطرات سلامتی مرتبط با آنها را نیز تغییر می‌دهد ^{۳۵ ، ۳۶} .

از دیدگاه ارزیابی ریسک، درک تفاوت‌ها در انتشار PTE ناشی از کاربری‌های مختلف زمین از اهمیت بالایی برخوردار است. مطالعه ژانگ و همکاران ^۵ تأکید کرده است که برای تجزیه و تحلیل دقیق‌تر ریسک سلامت، لازم است انواع مختلف کاربری زمین به طور جداگانه بررسی شوند. دشت اردکان در مرکز ایران یکی از مهمترین مراکز انتشار گرد و غبار و ذرات معلق در کشور است. با توجه به موقعیت جغرافیایی خاص و شرایط آب و هوایی خشک و نیمه‌خشک این منطقه، خاک آن به شدت مستعد فرسایش است ^۳۷٫ توسعه سریع صنعتی، گسترش کشاورزی و دامداری، همراه با معدنکاری، به عنوان منابع مهم آلودگی خاک در این منطقه شناسایی شده‌اند که منجر به افزایش غلظت PTEها در خاک شده است ^{۳۸٫ تاکنون، مطالعات کمی در بخش‌های مرکزی استان یزد توسط عارفی اردکانی و همکاران ۳۹} و سیاحتی اردکانی و همکاران ^۴۰ انجام شده است که به ترتیب ریسک سلامت انسان و ریسک اکولوژیکی PTEهای منتخب در خاک سطحی اطراف مناطق صنعتی دشت اردکان را بررسی کرده‌اند. آنها همچنین فقط سطح آلودگی با عناصر سمی مانند سرب، آرسنیک، نیکل و کادمیوم را در خاک سطحی اطراف مناطق صنعتی این منطقه و ارزیابی ریسک سلامت ارزیابی کردند. تفاوت بین تحقیق ما و مطالعات آنها استفاده از روش جدید IWI برای ارزیابی ریسک اکولوژیکی، تعداد بیشتر PTEها در ایستگاه‌های بیشتر و در نظر گرفتن کاربری‌های مختلف زمین است. علیرغم اهمیت موضوع، تحقیقات در مورد ارزیابی آلودگی و خطر ناشی از PTEها در کاربری‌های مختلف زمین در مناطق مستعد گرد و غبار جهان محدود است ^{۳۳ ، ۴۱٫} بر این اساس، مطالعه حاضر به دنبال تعیین غلظت و توزیع مکانی PTEهای خاک در مناطق مستعد گرد و غبار ایران مرکزی و ارزیابی خطرات سرطان‌زایی و غیرسرطان‌زایی آنها برای گروه‌های سنی کودکان و بزرگسالان از طریق سه مسیر (خوردن، استنشاق و جذب پوستی) با در نظر گرفتن تفاوت در کاربری زمین است. این تحقیق بینش‌های مبتنی بر داده و مختص منطقه را در مورد تجمع PTE و الگوهای ریسک ارائه می‌دهد و به مسائل آلودگی مختص کاربری زمین می‌پردازد که در تحقیقات قبلی به طور سیستماتیک ارزیابی نشده‌اند.

نتایج این تحقیق می‌تواند به تصمیم‌گیرندگان و مدیران محیط زیست در اتخاذ سیاست‌های مناسب‌تر برای کاهش خطرات زیست‌محیطی و بهداشتی و ارائه راهکارهایی برای مدیریت بهینه کاربری اراضی و کاهش آلودگی خاک در این منطقه کمک کند.

منطقه مورد مطالعه

منطقه مورد مطالعه این تحقیق، منطقه‌ای مستعد گرد و غبار در بخش‌های مرکزی استان یزد در فلات مرکزی ایران است که در طول‌های جغرافیایی ۵۳° ۴۹’ ۱۰” شرقی تا ۵۴° ۳۴’ ۴۰” شرقی و عرض‌های جغرافیایی ۳۱° ۵۰’ ۲۰” و ۳۲° ۳۵’ ۵۰” شمالی امتداد دارد (شکل  ۱ ). این منطقه ۱۰۵۷.۱ کیلومتر مربع مساحت ^و میانگین ارتفاع حدود ۱۱۷۰ متر از سطح دریا را در بر می‌گیرد.

روش‌شناسی

مراحل روش تحقیق در شکل  ۲ خلاصه شده و در ادامه به تفصیل توضیح داده شده است:

1. ۱.تعیین نوع و وسعت کاربری‌های مختلف زمین در منطقه مورد مطالعه، نمونه‌برداری و تعیین غلظت هشت PTE در کاربری‌های مختلف زمین.
2. ۲.ارزیابی آلودگی عناصر خاک در کاربری‌های مختلف زمین با استفاده از شاخص آلودگی خاک (IWI)
3. ۳.ارزیابی خطر PTEها برای سلامت انسان در خاک‌های با کاربردهای مختلف، با در نظر گرفتن خطر غیرسرطان‌زا و سرطان‌زا، با در نظر گرفتن سه مسیر مواجهه (خوردن، استنشاق، پوست) برای کودکان و بزرگسالان با محاسبه مقادیر ضریب خطر (HQ)، شاخص خطر (HI) و خطر سرطان (CR).

نمونه‌برداری از خاک و تشخیص غلظت PTEها

با توجه به اینکه حرکت ذرات خاک در فصولی که طوفان‌های گرد و غبار بیشتری رخ می‌دهد، اثرات مخرب‌تری بر سلامت انسان دارد، این مطالعه با هدف جمع‌آوری نمونه‌ها در فصولی با بالاترین سرعت بادهای فرسایشی، یعنی زمستان و بهار، انجام شد. برای این منظور، در مجموع ۱۰۷ نمونه خاک سطحی (۰ تا ۵ سانتی‌متر) و ۳۲ نمونه خاک زیرسطحی (۵۰ سانتی‌متر) از منطقه مورد مطالعه جمع‌آوری شد (شکل  ۱ ). تعداد نمونه‌های خاک سطحی از زمین‌های بایر، زمین‌های کشاورزی، مراتع، جنگل‌های دست کاشت و مناطق صنعتی به ترتیب ۳۸، ۲۸، ۱۰، ۱۸ و ۱۳ بود. تعداد نمونه‌های خاک زیرسطحی جمع‌آوری شده از همان دسته‌های کاربری زمین به ترتیب ۱۱، ۹، ۵، ۴ و ۳ بود. تعداد نمونه‌های جمع‌آوری شده از هر نوع کاربری زمین عمدتاً متناسب با مساحت نسبی آن و تنوع مشاهده شده در طول بازدیدهای میدانی بود تا اطمینان حاصل شود که نمونه‌های جمع‌آوری شده به طور کافی نمایانگر ویژگی‌های هر دسته کاربری زمین هستند.

پس از انتقال نمونه‌های خاک به آزمایشگاه، هرگونه کاه، کلش و سنگریزه باقی مانده حذف شد و نمونه‌ها قبل از عبور از الک ۲ میلی‌متری در هوا خشک شدند. دو گرم از هر نمونه در یک بالن حجمی ۵۰ میلی‌لیتری قرار داده شد و ۱۰ میلی‌لیتر محلول تیزاب سلطانی (با نسبت ۱ قسمت اسید نیتریک ۶۵٪ به ۳ قسمت اسید هیدروکلریک ۳۷٪) به آن اضافه شد. سپس، نمونه‌ها به مدت یک ساعت در دمای ۹۰ درجه سانتیگراد و یک ساعت دیگر در دمای ۱۲۰ درجه سانتیگراد حرارت داده شدند. پس از فرآیند هضم، حجم نمونه با آب مقطر به ۵۰ میلی‌لیتر رسانده شد و محلول حاصل از فیلترهای واتمن و سرنگی ^۳۹ عبور داده شد . در نهایت، ۱۵ سی‌سی از هر نمونه به لوله‌های فالکون منتقل شد و غلظت هشت عنصر PTE – آرسنیک، کادمیوم، سرب، نیکل، کروم، وانادیم، روی و مس – با استفاده از دستگاه طیف‌سنجی نشر نوری-پلاسمای جفت‌شده القایی (ICP-OES) اندازه‌گیری شد. در این مطالعه، میانگین غلظت عناصر در نمونه‌های جمع‌آوری‌شده از عمق خاک ۵۰ سانتی‌متری به عنوان پس‌زمینه منطقه‌ای استفاده شد.

برای تهیه محلول‌های استاندارد، از محلول استاندارد چند عنصری ۱۰۰۰ ppm (Merck) استفاده شد. کالیبراسیون با استفاده از محلول‌های استاندارد با غلظت‌های مختلف انجام شد. هر نمونه سه بار تزریق شد و مقدار میانگین گزارش شد. کنترل کیفیت شامل استفاده از نمونه‌های کنترل و استانداردهای کنترل در طول آنالیز بود. دقت با آنالیز سه نمونه مستقل از هر ایستگاه در سه تکرار ارزیابی شد. برای اطمینان از صحت داده‌ها از یک ماده مرجع تأیید شده (CRM OREAS 72b) استفاده شد. نمونه‌های بلانک در سه تکرار هضم شدند و از انحراف معیار بلانک‌ها برای تعیین حد تشخیص (LOD) استفاده شد. LODها برای Cd، Ni، Cr، Cu، Pb، As، Zn و V به ترتیب ۰.۰۱، ۰.۲، ۰.۵، ۰.۱، ۰.۰۲، ۰.۰۵، ۰.۵ و ۰.۲ میلی‌گرم بر کیلوگرم بودند. حد تعیین مقدار (LOQ) تقریباً ۳.۳ برابر LOD تخمین زده شد. تمام غلظت‌های اندازه‌گیری شده در این مطالعه از حد مجاز اکسیژن (LOQ) فراتر رفتند. بازیابی فلز از ۸۸ تا ۱۰۹ درصد متغیر بود.

شاخص وزنی بهبود یافته (IWI)

شاخص IWI یک شاخص ترکیبی پیشرفته برای ارزیابی شدت آلودگی خاک توسط PTEها است. این شاخص، برخلاف شاخص‌های ساده‌تر، با در نظر گرفتن وزن و اهمیت نسبی هر عنصر (بر اساس سمیت، پایداری یا تأثیر زیست‌محیطی آنها)، دقت بیشتری در تجزیه و تحلیل کلی آلودگی ارائه می‌دهد. این شاخص بر اساس معادله ( ۱ ) محاسبه می‌شود:

در این معادله، wi و Pi به ترتیب وزن و شاخص آلودگی برای فلز بالقوه سمی i را نشان می‌دهند و Pi با استفاده از معادله ( ۲ ) محاسبه می‌شود:

^{که در آن Ci و} Bi به ترتیب غلظت‌های اندازه‌گیری شده و زمینه‌ای PTE i را نشان می‌دهند .

در این روش، از روش تحلیل مؤلفه‌های اصلی (PCA) برای شناسایی سهم هر عنصر در آلودگی نمونه‌های خاک استفاده شد. به منظور بهبود تفسیر مؤلفه‌ها، چرخش متعامد واریماکس به مؤلفه‌های اصلی اعمال شد. قبل از انجام PCA، مناسب بودن داده‌ها برای تحلیل عاملی با آزمون کرویت بارتلت و شاخص کفایت نمونه‌گیری کایزر-مایر-اولکین (KMO) بررسی شد. آزمون بارتلت معناداری همبستگی بین متغیرها را بررسی می‌کند و مقدار KMO بزرگتر از ۰٫۵ نشان‌دهنده کفایت داده‌ها برای PCA است. داده‌های مربوط به غلظت عناصر ابتدا استاندارد شدند. سپس، تحلیل PCA روی داده‌های استاندارد شده انجام شد. سهم واریانس هر مؤلفه اصلی (PC) محاسبه شد و مؤلفه‌هایی با مقادیر ویژه بزرگتر از ۱ به عنوان عوامل معنادار در تحلیل حفظ شدند. ^{۱۶ ، ۴۲} .

برای محاسبه وزن نسبی عناصر بالقوه سمی، بارهای عاملی اجزای انتخاب شده استخراج و به مقادیر مطلق آنها نرمال‌سازی شدند. سپس این بارهای نرمال‌سازی شده در سهم واریانس مؤلفه مربوطه ضرب شدند تا تأثیر نسبی هر عنصر در آن مؤلفه به دست آید. در نهایت، وزن نهایی هر عنصر با جمع وزن‌های به‌دست‌آمده از سه مؤلفه اول و نرمال‌سازی مجدد محاسبه شد . ^۱۵٫ سطوح طبقه‌بندی‌شده بر اساس IWI عبارتند از: سطح بدون آلودگی (IWI ≤ ۱٫۰)، سطح آلودگی کم (۱٫۰ < IWI ≤ ۲٫۰)، سطح آلودگی متوسط ​​(۲٫۰ < IWI ≤ ۳٫۰) و سطح آلودگی شدید (IWI > 3) ^{۱۵ ، ۱۶} .

مدل ارزیابی ریسک سلامت انسان

ارزیابی ریسک سلامت افراد در معرض فلزات بالقوه سمی، یک فرآیند چند مرحله‌ای است که به دو بخش تقسیم می‌شود: ارزیابی ریسک سرطان‌زا و غیرسرطان‌زا، بر اساس روش ارزیابی ریسک ارائه شده توسط USEPA ^۴۳٫ در ارزیابی ریسک‌های سرطان‌زا و غیرسرطان‌زا، مواجهه انسان از هر سه مسیر بلع، استنشاق و جذب پوستی در نظر گرفته خواهد شد. از HQ برای تخمین اثرات غیرسرطان‌زا ^۴۴ استفاده می‌شود و اثرات غیرسرطان‌زا از مسیرهای مختلف به ترتیب با استفاده از معادلات ۳ ، ۴ و ۵ ^۴۵ محاسبه می‌شوند :

پتانسیل اثرات سرطان‌زایی PTEها از سه مسیر با استفاده از معادلات ۶ ، ۷ و ۸ به ترتیب ^{۱۶ ، ۴۳} تخمین زده شد :

تخمین HQ با استفاده از معادله  ۹ برای اثرات غیر سرطان‌زا محاسبه شد. این مقدار برای هر مسیر مواجهه به طور جداگانه به دست آمد:

اگر مقدار HQ برای هر آلاینده کمتر از یک باشد، از نظر سم‌شناسی هیچ خطر قابل توجهی وجود ندارد. مقادیر HQ بالاتر از یک نشان دهنده احتمال خطرات بالقوه غیر سرطان‌زا ^۴۳ است .

اگر شاخص ریسک (HI) کمتر از ۱ باشد، نشان دهنده عدم وجود ریسک اثرات غیر سرطان زا است. اگر HI بالاتر از ۱ باشد، نشان دهنده ریسک بالا است. HI برای اثرات غیر سرطان زا از مجموع ریسک ها در مسیرهای مختلف مواجهه با استفاده از معادله ( ۱۰ ) ^{۱۶ ، ۴۳} بدست می آید :

محاسبه خطرات سرطان (Risk _ca. ) از طریق معادله  ۱۱ محاسبه می‌شود :

که در آن DI _Ca میانگین دوز روزانه برای سرطان (DI _{Ca ) است و CSF ضریب شیب دهانی است که برای هر فلز به طور جداگانه تعریف شده است. محاسبه ریسک کلی اثرات سرطان‌زایی از مجموع شاخص‌های ریسک در مسیرهای مختلف مواجهه با استفاده از معادله} ۱۲ بدست می‌آید  :

که در آن Risk _Ing شاخص خطر برای بلعیدن، Risk _Inh شاخص خطر برای استنشاق و Risk _Dermal شاخص خطر برای جذب پوستی است. خطر سرطان‌زایی به عنوان احتمال ابتلای فرد به هر نوع سرطانی در طول عمر به دلیل قرار گرفتن در معرض آلاینده‌های مختلف بررسی می‌شود. اگر مقدار TCR < 1 × ۱۰−۶ باشد ^، به این معنی است که خطر سرطان‌زایی برای سلامتی قابل چشم‌پوشی است و اگر ۱ × ۱۰−۶ ^≤ TCR < 1 × ۱۰−۴ باشد ^، افراد دارای سطح مجاز خطر سرطان هستند و TCR ≥ ۱ × ۱۰−۴ ^سطح غیرمجاز خطر سرطان‌زایی را نشان می‌دهد ^{۴۶ ، ۴۷٫} جزئیات متغیرها در تمام معادلات در جداول ۱ و ۲ توضیح داده شده است .

تحلیل عدم قطعیت و حساسیت ارزیابی ریسک سلامت

در این مطالعه، ما تجزیه و تحلیل عدم قطعیت HI برای کودکان و بزرگسالان و TCR را با استفاده از شبیه‌سازی‌های مونت کارلو، همراه با تجزیه و تحلیل حساسیت ^۳۳ انجام دادیم . بر اساس نتایج این شبیه‌سازی‌ها، خطرات بالقوه جمعیت (PTEs) تحت سناریوهای مختلف استفاده از زمین به صورت کمی تخمین زده شد. این مدل در سطح اطمینان ۹۵٪ با ۱۰۰۰۰ تکرار اجرا شد.

تحلیل‌های آماری

آمار توصیفی مربوط به غلظت PTEها در نمونه‌های خاک برای کاربری‌های مورد مطالعه در منطقه مورد مطالعه محاسبه شد. آزمون کولموگروف-اسمیرنوف برای بررسی نوع توزیع داده‌ها انجام شد ^۵۱ . با توجه به نرمال نبودن داده‌های مربوط به برخی عناصر (مقدار P > 0.05)، از آزمون ناپارامتری من-ویتنی برای بررسی تفاوت معنی‌دار بین غلظت فلزات بالقوه سمی در کاربری‌های مختلف زمین استفاده شد ^۵۲ . مقادیر P کوچکتر از سطح معنی‌داری ۰٫۰۵ نشان می‌دهد که تفاوت بین دو کاربری مورد مطالعه معنی‌دار است. علاوه بر این، تحلیل مؤلفه‌های اصلی (PCA) نیز برای محاسبه ضرایب عنصر برای شاخص IWI انجام شد. شایان ذکر است که فقط فلزاتی که مقدار شاخص KMO آنها بیشتر از ۰٫۷ بود در تحلیل مؤلفه‌های اصلی قرار گرفتند ^۵۳ .

غلظت PTE های خاک در کاربری های مختلف زمین

آمار توصیفی غلظت PTEها در خاک پنج کاربری زمین (مناطق صنعتی، مراتع، زمین‌های بایر، زمین‌های کشاورزی و جنگل‌های دست کاشت) در منطقه مورد مطالعه در جدول  ۱ نشان داده شده است . بالاترین میانگین غلظت در زمین‌های صنعتی، مرتعی و بایر به صورت Zn > V > Ni > Cr > Cu > Pb > As > Cd بدست آمد. در زمین‌های کشاورزی و جنگل‌های دست کاشت به صورت V > Zn > Ni > Cr > Cu > Pb > As > Cd بود. همانطور که در جدول  ۱ نشان داده شده است ، مقادیر میانگین ± انحراف معیار As در جنگل‌های دست کاشت، مراتع، زمین‌های بایر، زمین‌های صنعتی و کشاورزی به ترتیب ۹٫۹ ± ۳٫۸۳، ۹٫۹ ± ۲٫۴۱، ۸٫۹۸ ± ۲٫۲۷، ۸٫۷۲ ± ۲٫۱۸ و ۸٫۸۹ ± ۲٫۶۷ (میلی‌گرم بر کیلوگرم) اندازه‌گیری شد.

دامنه تغییرات آرسنیک در کاربری‌های مذکور به ترتیب (۳٫۷۲-۱۸٫۰۱)، (۵٫۱۵-۱۴٫۸۲)، (۴٫۸۳-۱۴٫۸)، (۵٫۷-۱۲٫۲۸) و (۴٫۲-۱۴٫۷۹) میلی‌گرم بر کیلوگرم بود. ضریب تغییرات (CV) برای آرسنیک در جنگل‌های دست کاشت ۳۷ درصد بود و بیشتر از سایر کاربری‌ها بود.

میانگین ± انحراف معیار (دامنه) غلظت کادمیوم به ترتیب در کاربری‌های جنگل دست کاشت، مرتع، صنعتی، بایر و کشاورزی ۰٫۴۵ ± ۰٫۱۱ (۰٫۲۶-۰٫۶۹)، ۰٫۴۵ ± ۰٫۱۲ (۰٫۳۳-۰٫۷۳)، ۰٫۴۵ ± ۰٫۰۷ (۰٫۳۴-۰٫۵۸)، ۰٫۴۱ ± ۰٫۰۹ (۰٫۲۹-۰٫۵۸) و ۰٫۴۱ ± ۰٫۰۸ (۰٫۳-۰٫۵۸) میلی‌گرم بر کیلوگرم به دست آمد. بالاترین ضریب تغییرات کادمیوم در کاربری مرتع ۲۶٫۳۵ درصد بود.

میانگین ± انحراف معیار (دامنه) غلظت کروم در کاربری‌های مناطق صنعتی، مراتع، زمین‌های بایر، جنگل‌های دست کاشت و کشاورزی به ترتیب ۱۸٫۳ ± ۲٫۹۶ (۱۳٫۱۶-۲۳-۳۶)، ۱۷٫۵۴ ± ۴٫۳۶ (۱۱٫۶۴-۲۳٫۴)، ۱۶٫۸۶ ± ۳٫۴۳ (۱۱٫۴۴-۲۶٫۶۲)، ۱۶٫۶۳ ± ۵٫۲۷ (۴٫۰۸-۲۳٫۱۱) و ۱۶٫۱۶ ± ۴٫۷۳ (۶۲۹-۲۸٫۷۴) میلی‌گرم بر کیلوگرم اندازه‌گیری شد. بالاترین ضریب تغییرات برای کروم در زمین‌های جنگلی دست کاشت ۳۰٫۷۷ درصد بود.

مقادیر میانگین ± انحراف معیار برای مس خاک از ۱۵٫۱۵ ± ۲٫۵۹ میلی‌گرم بر کیلوگرم در مراتع تا ۱۳٫۷۱ ± ۳٫۴۸ میلی‌گرم بر کیلوگرم در زمین‌های کشاورزی متغیر بود. حداکثر ضریب تغییرات مس در جنگل‌های دست کاشت (۲۷٫۶۷٪) مشاهده شد.

برای غلظت نیکل، میانگین ± انحراف معیار (دامنه) به ترتیب ۲۲٫۱۸ ± ۳٫۱۶ (۱۶٫۸۶-۲۶٫۲۹)، ۲۱٫۸۴ ± ۶٫۶۷ (۷٫۶-۳۰٫۴۶)، ۲۱٫۸۴ ± ۴٫۵۹ (۱۵٫۳۹-۲۶٫۳۹)، ۲۰٫۶۶ ± ۳٫۸۱ (۱۴٫۴۶-۳۰٫۹۹) و ۱۹٫۸۱ ± ۵٫۱۶ (۸٫۹۹-۲۸٫۶۶) میلی‌گرم بر کیلوگرم در زمین‌های صنعتی، جنگل دست کاشت، مراتع، بایر و کشاورزی بود. حداکثر CV این عنصر (۲۹٫۷%) در زمین‌های جنگلی دست کاشت بود.

آمار ذکر شده برای سرب خاک به ترتیب در کاربری‌های مراتع، مناطق صنعتی، اراضی بایر، جنگل دست کاشت و کشاورزی به ترتیب ۱۲٫۴۵ ± ۳٫۴۱ (۷٫۹۴-۱۸٫۴)، ۱۱٫۶۶ ± ۲٫۳۲ (۸٫۹۸-۱۷٫۰۵)، ۱۰٫۶۲ ± ۲٫۸۲ (۶٫۸۱-۱۸٫۶۱)، ۱۰٫۵۲ ± ۱۰٫۱۱ (۶٫۶۷-۱۶٫۶۹) و ۹٫۶۵ ± ۱٫۶۶ (۶٫۸۴-۱۲٫۵۸) میلی‌گرم بر کیلوگرم به دست آمد. ضریب تغییرات این PTE در مراتع (۲۶%) و اراضی بایر (۲۶٫۲۴%) بیشتر از سایر کاربری‌ها بود که نشان‌دهنده پراکندگی بالای داده‌ها در این نوع کاربری‌ها است.

میانگین ± انحراف معیار (دامنه) V به ترتیب در کاربری‌های صنعتی، جنگل دست کاشت، زمین بایر، مرتع و کشاورزی ۳۲٫۸۳ ± ۳٫۲۸ (۲۷٫۴۱-۳۸٫۶۵)، ۳۲٫۳۴ ± ۵٫۰۲ (۲۰٫۰۳-۳۹٫۸۸)، ۳۱٫۴۶ ± ۳٫۷۴ (۲۵٫۳۴-۳۷)، ۳۲٫۳۴ ± ۳٫۴۸ (۲۵٫۷۵-۳۶٫۲۱) و ۳۰٫۵۸ ± ۴٫۷۶ (۲۰٫۶۶-۳۷٫۴۲) میلی‌گرم بر کیلوگرم بود. ضریب تغییرات V بین ۹٫۹۹ (کاربری صنعتی) و ۱۵٫۵۸٪ (جنگل‌های دست کاشت) متغیر بود.

میانگین غلظت روی (میلی‌گرم بر کیلوگرم) در مراتع (۳۲٫۰۲)، زمین‌های صنعتی (۳۵٫۲۶)، زمین‌های بایر (۳۲٫۸۴)، جنگل‌های دست کاشت (۳۲٫۰۲) و زمین‌های کشاورزی (۲۹٫۹۲) به دست آمد. ضریب تغییرات روی در مراتع (۳۰٫۰۵%) بیشتر از سایر کاربری‌ها بود که نشان‌دهنده پراکندگی بالای داده‌ها در این کاربری است.

از ضریب تغییرات (CV) برای نشان دادن تغییرپذیری عناصر در خاک استفاده می‌شود. اگر مقدار CV ≤ ۲۰% (تغییرپذیری کم)، ۵۰% ≥ CV < 20 (تغییرپذیری متوسط)، ۱۰۰% ≥ CV < 50 (تغییرپذیری بالا) و CV ≥ ۱۰۰ (تغییرپذیری بسیار بالا) باشد، ^{۳۹ ، ۵۴٫} بر این اساس، می‌توان نتیجه گرفت که تغییرپذیری‌های متوسط ​​برای عناصر As، Ni، Cu، Cr در جنگل‌های دست کاشت، Cd و Zn در مراتع و همچنین Pb در مراتع و زمین‌های بایر بوده است. با این حال، تغییرپذیری غلظت‌ها در مورد V کم بود.

مقایسه میانگین مقادیر هر PTE با پیشینه آن در جدول  ۳ نشان می‌دهد که در کاربری‌های صنعتی و بایر، میانگین مقادیر As، Cd، Cu و Zn از حد پیشینه این کاربری‌ها فراتر رفته است. میانگین غلظت عناصر Zn، Cr، V و Cr در مرتع بیشتر از مقادیر آنها در خاک پیشینه بود. میانگین غلظت تمام عناصر مورد مطالعه در خاک زمین کشاورزی و جنگل دست کاشت بیشتر از مقادیر آنها در خاک پیشینه بود. با توجه به این مقایسه‌ها، می‌توان اذعان کرد که خاک مناطق جنگلی دست کاشت نسبت به سایر کاربری‌ها، تغییرات بیشتری در غلظت عناصر خاک داشته است.

از آنجایی که بیشتر جنگل‌های کاشته شده در منطقه مورد مطالعه در نزدیکی مناطق صنعتی واقع شده‌اند و دشت اردکان نیز یکی از مراکز گرد و غبار در این منطقه است، وجود جنگل‌ها می‌تواند به عنوان مخزن رسوبات و مکانی برای تجمع ذرات دارای PTE، به ویژه از مناطق صنعتی، عمل کند. به طور مشابه، افزایش همه عناصر در خاک مناطق کشاورزی با مقادیر پس‌زمینه آنها ممکن است با استفاده از آفت‌کش‌ها یا نوع کودهای مورد استفاده در این زمین‌ها توجیه شود. وانگ و همکاران ^۵۵ همچنین تأکید کردند که در منطقه توسعه‌یافته و زمین‌های کشاورزی، خطرات ناشی از عناصر بالقوه سمی بیشتر از سایر کاربری‌های زمین مورد مطالعه آنها بود که تا حدودی با نتایج ما در این مطالعه مطابقت دارد. غلظت بالاتر کادمیوم در زمین‌های بایر در مقایسه با سایر کاربری‌های زمین نشان می‌دهد که منشأ این عناصر احتمالاً زمین‌شناسی یا مربوط به فعالیت‌های معدنی گذشته است. سلطانی گردفرامرزی و همکاران ^۵۶ ذکر کرده‌اند که میانگین غلظت سرب، روی، آرسنیک و کادمیوم در مناطق جنوبی منطقه اردکان بیشتر از غلظت پس‌زمینه است که یافته‌های این مطالعه را تأیید می‌کند. در خاک سطحی اطراف صنایع اصلی شهر اردکان، میانگین غلظت آرسنیک، کادمیوم، نیکل، سرب، وانادیوم و روی در سال ۲۰۱۸ به ترتیب ۱.۲، ۱.۶، ۱.۳ و ۰.۵ میلی‌گرم بر کیلوگرم بود. مقایسه این نتایج با یافته‌های ما در اراضی صنعتی منطقه مورد مطالعه نشان می‌دهد که غلظت عناصر ذکر شده در مقایسه با سال ۲۰۱۴ بالاتر است ^. دلیل اصلی این تفاوت این است که این محققان بر خاک اراضی صنعتی شهر اردکان تمرکز کرده‌اند، در حالی که در پروژه تحقیقاتی حاضر، میانگین غلظت عناصر برای اراضی صنعتی همه شهرهای منطقه گزارش شده است. افزایش غلظت PTEها در خاک این منطقه می‌تواند پیامدهای منفی زیست‌محیطی و بهداشتی داشته باشد. توجه به ورود این آلاینده‌ها به زنجیره غذایی و خطرات آنها برای سلامت انسان و محیط زیست از اهمیت بالایی برخوردار است، به خصوص در دشت یزد-اردکان که یکی از مناطق خشک و مستعد فرسایش در ایران است، زیرا گرد و غبار نقش مهمی در انتقال آلاینده‌ها در مناطق خشک و بیابانی دارد ^{۱۵ ، ۵۸} .

بررسی تأثیر کاربری اراضی بر تغییرات مکانی غلظت PTEهای خاک

نتایج آزمون من-ویتنی تفاوت‌های معنی‌داری را بین طبقات مختلف کاربری زمین از نظر محتوای برخی از PTEها نشان می‌دهد (شکل  ۳ ). در مورد فلزات، مس تفاوت‌های معنی‌داری را بین مراتع و جنگل‌های دست کاشت ( ۰٫۰۴ = p  ) و زمین‌های بایر و جنگل‌های دست کاشت ( ۰٫۰۲ = p  ) نشان داد. مقدار نیکل در خاک جنگل‌های دست کاشت و زمین‌های کشاورزی ( ۰٫۰۴ = p  ) و سرب تفاوت معنی‌داری را بین مناطق صنعتی و زمین‌های کشاورزی ( ۰٫۰۰۸ = p  ) و مراتع و زمین‌های کشاورزی ( ۰٫۰۱ = p  ) نشان داد. غلظت روی نیز تفاوت معنی‌داری را بین مناطق صنعتی و زمین‌های کشاورزی (  ۰٫۰۲ = p ) و مراتع و زمین‌های کشاورزی (۰٫۰۱ = p  ) نشان داد. جنگل‌های دست کاشت غلظت بالاتری از تمام PTEهای مورد بررسی را در مقایسه با مقادیر پس‌زمینه آنها نشان دادند. برخلاف میزان آلودگی پیش‌بینی‌شده در کاربری صنعتی، یافته‌های این مطالعه نشان داد که بالاترین سطح آلودگی PTEها در داخل جنگل‌های دست کاشت است. این مشاهده را می‌توان به قرارگیری عمدی این جنگل‌ها در نزدیکی منابع آلودگی نسبت داد؛ در چارچوب محیط تحقیق، جنگل‌های کاشته‌شده عمدتاً در امتداد یکی از بزرگراه‌های اصلی استان یزد و همچنین در اطراف برخی مناطق صنعتی ایجاد شده‌اند تا اثرات منفی ناشی از طوفان‌های گرد و غبار ایجاد شده را به حداقل برسانند.

علاوه بر این، تراکم بالای پوشش گیاهی در جنگل‌های کاشته شده منجر به افزایش زبری سطح می‌شود که کارایی به دام انداختن ذرات و رسوب آنها از هوا را بهبود می‌بخشد و در نتیجه سهم قابل توجهی در تجمع فلزات بالقوه سمی دارد. ثانیاً، پس از رسوب، بخشی از فلزات توسط گیاهان جذب می‌شوند که بعداً توسط ریزش زباله دوباره به خاک رسوب می‌کنند و از این رو به تدریج ذخایری از فلزات در خاک ایجاد می‌شود. علاوه بر این، نسبت آبشویی فلزات در جنگل‌های کاشته شده به مناطق بدون پوشش گیاهی کاهش می‌یابد، از این رو تجمع قابل توجهی از فلزات در خاک در جنگل‌های کاشته شده رخ می‌دهد.

ارزیابی آلودگی خاک در کاربری‌های مختلف زمین با استفاده از شاخص آلودگی خاک (IWI)

نتایج آزمون KMO در مطالعه حاضر، کفایت نمونه برای انجام تحلیل مؤلفه‌های اصلی (۰٫۷۲) را تأیید کرد. علاوه بر این، آزمون کرویت بارتلت نشان داد که ماتریس همبستگی بین متغیرها معنی‌دار است و مناسب بودن داده‌ها برای استخراج عامل را تأیید می‌کند (جدول  ۴ ). طبق معیار کایزر (مقدار ویژه > 1)، دو مؤلفه اصلی (PC1 و PC2) با هم ۸۰٫۹۳٪ از کل واریانس را توضیح می‌دهند. در نهایت، ضرایب وزنی به‌دست‌آمده برای هر عنصر بر اساس این دو مؤلفه استخراج شد که در جدول  ۴ ارائه شده است . این وزن‌ها متعاقباً برای محاسبه IWI استفاده شدند.

همانطور که در شکل ۴ ، بخش الف، نشان داده شده است، حداکثر و حداقل میانگین IWI به ترتیب برای جنگل‌های دست کاشت (۲٫۹۹) و زمین‌های بایر (۰٫۵۲) به دست آمده است. IWI نشان می‌دهد که منطقه مورد مطالعه در سه کلاس قرار می‌گیرد: بدون آلودگی، آلودگی کم و آلودگی متوسط ​​(شکل ۴ ، بخش ب). بر اساس این شاخص، حدود ۳۳٪ از ایستگاه‌های مورد مطالعه هیچ آلودگی نداشتند، ۴۷٪ از ایستگاه‌های مورد مطالعه به عنوان آلودگی کم و ۲۰٪ به عنوان آلودگی متوسط ​​طبقه‌بندی شدند. همه نمونه‌هایی که سطح آلودگی متوسطی نسبت به سایر کاربری‌های زمین داشتند، در جنگل‌های دست کاشت واقع شده بودند. بیشترین آلودگی در مناطق غربی است که محل استقرار برخی از صنایع و کارخانه‌ها است. ارزیابی خطر اکولوژیکی PTEها در نمونه‌های خاک سطحی تالاب بین‌المللی هامون نشان داد که IWI از ۰٫۸۳ تا ۲٫۷۰ (میانگین: ۱٫۸۴) متغیر است. ۱۰٪ از مکان‌های مورد مطالعه غیرآلوده بودند و ۹۰٪ از ایستگاه‌ها آلودگی متوسط ​​یا کم داشتند ^۱۶ که در مقایسه با محدوده IWI به‌دست‌آمده در مطالعه حاضر بالاتر است. همچنین، یانگ و همکاران ^۱۵ ، در ارزیابی آلودگی ۷ عنصر در خاک‌های استان ژجیانگ چین، مقادیر IWI را در ۶۱٫۸٪ از ایستگاه‌های مورد مطالعه کمتر از ۱ (غیرآلوده)؛ ۳۲٫۵۸٪ از ۱ تا ۲ (آلوده متوسط)؛ و ۲٫۲۵٪ از مکان‌های مورد مطالعه بیش از ۳ (آلودگی شدید) گزارش کردند. مطالعه آنها بر کاربری‌های زمین تمرکز نداشت. علاوه بر این، مقادیر IWI گزارش‌شده توسط آنها بالاتر از مقادیر مطالعه حاضر بود. مقایسه نتایج ما در این مطالعه با مطالعه وانگ و همکاران ^۵۵ نشان داد که ریسک اکولوژیکی کاربری‌های مختلف زمین در فلات چینگهای-تبت با استفاده از سایر شاخص‌ها (Igeo، PI و EF) ریسک متوسط ​​یا قابل توجهی بود که بالاتر از مطالعه حاضر است. طبق نتایج آنها، کاربری زمین مرتبط با فعالیت‌های شدید انسانی، مانند فعالیت‌های صنعتی و شیوه‌های کشاورزی، می‌تواند به طور قابل توجهی بر سطح PTEها در خاک تأثیر بگذارد، که تا حدی نتایج ما را تأیید می‌کند.

ارزیابی ریسک سلامت PTEها

میزان مصرف روزانه (DI) عناصر و HQ

مقادیر روزانه جذب فلزات و خطر غیرسرطان‌زایی (HQ) آنها در هر یک از مسیرها برای هر دو گروه (بزرگسالان و کودکان) برای نمونه‌های خاک از مناطق مورد مطالعه در جدول  ۶ ارائه شده است . بالاترین میانگین DI عناصر برای مسیر بلع برای گروه کودکان به دست آمد و برای روی در خاک مراتع محاسبه شد (۱٫۸ × ۱۰ ^{– ۴} ). در نمونه‌های خاک همه کاربری‌ها، بالاترین میانگین HQ عناصر برای مسیر بلع کروم برای گروه کودکان بود. بالاترین HQ برای کروم برای کاربری صنعتی محاسبه شد (۰٫۰۲۹).

در این مطالعه، خطر غیرسرطانی عناصر برای کودکان بیشتر از بزرگسالان بود که با نتایج سایر محققان ^{۶ ، ۳۹ ، ۵۹} مطابقت دارد . بلعیدن مهمترین راه مواجهه کودکان با خطر غیرسرطان‌زایی عناصر بالقوه سمی بود که می‌توان آن را با رفتار مکرر دست به دهان بردن آنها توضیح داد. برای بزرگسالان، مهمترین راه مواجهه با خطر غیرسرطان‌زایی، پوستی بود که احتمالاً مربوط به تماس بیشتر با خاک در طول فعالیت‌های شغلی و روزانه در فضای باز است. نتایج ما با الگوی مواجهه گزارش شده توسط مطالعات قبلی مطابقت دارد، به طوری که بلعیدن راه غالب مواجهه برای کودکان ^{۶۰ ، ۶۱ ، ۶۲} و جذب پوستی راه مهم‌تر مواجهه برای بزرگسالان ^{۶۳ ، ۶۴} است . مدل‌سازی مبتنی بر مسیر و گروه جمعیتی، توصیف دقیق‌تری از مواجهه در ارزیابی ریسک سلامت نسبت به مقادیر واحد ^۶۰ ارائه می‌دهد . Öncü و همکاران. ^۶۵ در مطالعه‌ای در مورد ارزیابی خطر PTEها در گرد و غبار خیابان در استانبول، ترکیه، دریافتند که خطر سلامتی کودکان در مقایسه با بزرگسالان بیشتر است، که با نتایج ما مطابقت دارد. آنها همچنین بلع را به عنوان مهمترین راه قرار گرفتن در معرض PTEها گزارش کردند، که مشابه نتایج ما برای کودکان است. نتایج به دست آمده برای بزرگسالان و کودکان نشان می‌دهد که برای همه عناصر مورد مطالعه و همچنین با در نظر گرفتن مجموع همزمان همه عناصر، مقدار HI کمتر از یک بود، که نشان می‌دهد هیچ گونه احتمال خطرات غیر سرطان‌زا برای بزرگسالان و کودکان در نتیجه قرار گرفتن در معرض خاک از کاربری‌های مختلف زمین وجود ندارد. این نتیجه با یافته‌های گان و همکاران ^۶ در ارزیابی خطر سلامتی نمونه‌های خاک از شهر آنکینگ، چین مطابقت دارد. همچنین مشابه مطالعه عارفی اردکانی و همکاران ^۳۹ ، در مورد کادمیوم، سرب، نیکل و آرسنیک در خاک برخی از مناطق صنعتی اردکان است.

محاسبه HI

مقادیر شاخص خطر (HI) برای نمونه‌های خاک کاربری‌های زمین در شکل  ۵ ارائه شده است . بالاترین مقدار شاخص خطر (HI) برای کروم در کودکان (۰٫۰۵۶) و برای بزرگسالان (۰٫۰۳۸) محاسبه شد. بالاترین میانگین شاخص خطر (HI) برای کودکان برای آرسنیک (۰٫۳۱۸) و برای بزرگسالان برای نیکل (۰٫۶۲۲) گزارش شد. نتایج ما در این مطالعه نشان داد که در مناطقی با کاربری صنعتی، بالاترین ضریب خطر برای بزرگسالان برای کروم و پس از آن آرسنیک بود. برای کودکان، بالاترین مقدار این شاخص ابتدا برای کروم و پس از آن برای وانادیوم بود. تفاوت بین نتایج ما و عارفی اردکانی و همکاران. ^۳۹ می‌تواند به دلیل تفاوت در تعداد عناصر مورد مطالعه، تعداد ایستگاه‌ها و نوع کاربری زمین مورد مطالعه باشد. در مطالعه ژائویونگ و همکاران. ^۶۶ ، مسیرهای بلع، جذب پوستی و استنشاق به ترتیب بیشترین خطر را در مواجهه با PTEها داشتند. در مطالعه‌ای که توسط مقتدری و همکاران انجام شد… ^۵۹ ، برای بزرگسالان، مقادیر HI برای همه فلزات کمتر از یک بود. برای کودکان، مقادیر HI برای Cr، As، Cd و Ni بیشتر از یک گزارش شد. نتایج ما نشان داد که خطر کل HI برای کودکان بیشتر از بزرگسالان است. برای همه آنها کمتر از یک بود، که نشان دهنده خطر کم غیر سرطان زا برای هر دو گروه است.

خطر سرطان‌زایی

در این مطالعه، DI برای خطر سرطان (DI-ca) و مقادیر CR _ca. با اثرات بالقوه سرطان‌زایی برای آرسنیک، کروم، نیکل و سرب در نمونه‌های خاک کاربری‌های مختلف زمین محاسبه شده است. نتایج در جدول ۶ نشان داده شده است . بالاترین مقادیر DI-ca و CR _ca. برای نیکل از طریق مسیر بلع برای همه نمونه‌های خاک در همه کاربری‌های زمین محاسبه شد. بالاترین مقادیر DI-ca و CR _{ca. برای نیکل به ترتیب ۳٫۴ ×} ^۱۰⁻¹ و ۵٫۹ × ۱۰⁻¹ ^در منطقه صنعتی و مراتع محاسبه شد . برای مواجهه از طریق مسیر استنشاق، بالاترین DI-ca (6.1 × ۱۰⁻¹ ⁾ و ریسک _inh (۲٫۸ × ۱۰⁻¹ ⁾ برای کروم به ترتیب در جنگل‌های دست کاشت و کاربری‌های صنعتی مشاهده شد. بالاترین میزان مواجهه پوستی، ^DI – ca ( ^{۱٫۸ × ۱۰⁻} … ^۶۷ گزارش دادند که شاخص خطر (HI) برای PTEها برای کاربری‌های مختلف زمین در منطقه آران و بیدگل در مرکز ایران متفاوت است. نیکل و کروم بیشترین سهم را در مقادیر بالای HI داشتند و شاخص‌های خطر غیرسرطان‌زا برای PTEها در خاک‌ها برای بزرگسالان در محدوده قابل قبول بود.

شکل ۶ مقادیر TCR _Ca چهار عنصر (آرسنیک، کروم، نیکل و سرب) را در خاک کاربری‌های مختلف اراضی منطقه مورد مطالعه نشان می‌دهد. بیشترین و کمترین مقادیر TCR در خاک کاربری‌های مختلف اراضی به ترتیب برای مناطق ^صنعتی ( ۱٫۶۸ ×  ۱۰⁻ ^…

طبق طبقه‌بندی _CR ، اگر مقدار _CR ^کمتر از ^{۱ × ۱۰⁻ …}​^​​^​​^​​ برای Ni در خاک ^مراتع ( ^۶٫۵۲ × ^۱۰⁻ … ^۳۳ ، کودکان در تمام کاربری‌های زمین در مناطق خشک و نیمه‌خشک در معرض خطرات سلامتی بالاتری از PTEها نسبت به بزرگسالان بودند و خطرات به صورت زمین کشاورزی > جنگل > مرتع > گبی > بیابان رتبه‌بندی شدند. آرسنیک و نیکل بالاترین خطر سرطان‌زایی را در خاک‌های کشاورزی، جنگلی و مرتعی و کروم در خاک‌های بیابانی و گبی داشتند. علاوه بر این، مطالعه‌ی میزرایی و همکاران. ^۶۷ در مناطق آران و بیدگل در مرکز ایران نشان داد که شاخص‌های خطر غیر سرطان‌زایی برای PTEها در خاک‌های با کاربری‌های مختلف زمین برای بزرگسالان در محدوده‌ی قابل قبول قرار دارد. این یافته‌ها همچنین با نتایج ما در این مطالعه سازگار است و نشان می‌دهد که چگونه هم کاربری زمین و هم شرایط خشک/نیمه‌خشک بر الگوی مواجهه و خطر مرتبط با سن تأثیر می‌گذارند.

تحلیل عدم قطعیت و حساسیت HI برای بزرگسالان و کودکان و TCR

نتایج ریسک احتمالی سلامت با استفاده از شبیه‌سازی مونت کارلو در سطح اطمینان ۹۵٪ (جدول  ۷ ) نشان داد که برای بزرگسالان، شاخص سلامت (HI) میانگین و میانه ۰٫۴۳ دارد که از ۰٫۳۳ تا ۰٫۷۳ متغیر است. کودکان ریسک‌های غیرسرطان‌زایی بالاتری را نشان می‌دهند، با میانگین و میانه HI به ترتیب ۰٫۶۲ و ۰٫۶۱٫ علاوه بر این، محدوده عدم قطعیت ۰٫۲۷-۰٫۴۶ بود. برای TCR، با توزیع لگاریتمی نرمال با میانگین و میانه ۰٫۰۲، مقادیر محدوده ۰٫۰۱-۰٫۰۳ بود (جدول  ۷ ). همه تکرارهای مونت کارلو از سطح آستانه USEPA (1 × ۱۰-۴) فراتر رفتند ^که نشان دهنده احتمال قابل توجه خطر سرطان است. به طور کلی، با در نظر گرفتن تجزیه و تحلیل عدم قطعیت مونت کارلو، کودکان نسبت به بزرگسالان به اثرات غیرسرطان‌زا حساس‌تر هستند.

نتایج تحلیل حساسیت در شکل  ۷ نشان داده شده است . در این شکل، میله نشان‌دهنده درصد حساسیت پارامترهای مهم است و هر خط نشان‌دهنده همبستگی پارامترها با شاخص ریسک مربوطه است. برای بزرگسالان، قرار گرفتن در معرض آرسنیک در اراضی جنگلی دست کاشت، عامل مهمی بود که ۴۱٫۷٪ در تغییرپذیری شاخص خطر (HI) با ضریب همبستگی اسپیرمن ۰٫۶۱ نقش داشت. سایر عوامل مهم شامل آرسنیک در اراضی کشاورزی (۱۳٫۹٪، r  = ۰٫۳۵)، اراضی بایر (۱۰٫۳٪، r  = ۰٫۳۰)، اراضی صنعتی (۱۰٫۲٪، r  = ۰٫۳۰) و مراتع (۹٫۹٪، r  = ۰٫۳۰) بود (شکل  ۷ ، بخش الف). برای کودکان، آرسنیک در جنگل‌های دست کاشت نیز با سهم کمتر ۰٫۲۷٪ و ضریب همبستگی ۰٫۴۹، تأثیرگذارترین عامل بود. پس از این، آرسنیک موجود در زمین‌های کشاورزی (۱۴٫۴%، r  = ۰٫۳۱)، زمین‌های بایر (۱۱٫۳%، r  = ۰٫۳۶)، زمین‌های صنعتی (۹٫۹%، r  = ۰٫۲۹) و مراتع (۹٫۹%، r  = ۰٫۲۹) به عنوان عوامل مهم در تغییرپذیری شاخص آلودگی (HI) شناسایی شدند (شکل  ۷ ، بخش B). این نتایج نشان می‌دهد که قرار گرفتن در معرض آرسنیک، به ویژه از جنگل‌های کاشته شده، عامل اصلی خطر غیر سرطان‌زا برای هر دو گروه است. احتمالاً این به دلیل RfD بسیار پایین آرسنیک و طیف وسیع غلظت آن در خاک است که تأثیر حتی تغییرات کوچک در پارامترهای قرار گرفتن در معرض آن را تشدید می‌کند. کودکان همچنین مقادیر HI بالاتری نسبت به بزرگسالان داشتند که نشان می‌دهد آنها نسبت به بزرگسالان نسبت به مواجهه با عوامل محیطی حساس‌تر هستند.

نتایج تحلیل حساسیت ریسک سرطان‌زایی نشان داد که سرب به طور مداوم بیشترین سهم را در شاخص TCR در بین عناصر As، Cr و Ni داشته است. مراتع با ۳۹٪ ( r = ۰٫۶۰) بیشترین سهم را در این تحلیل داشتند و پس از آن زمین‌های بایر با ۲۶٪ ( r = ۰٫۴۹)، زمین‌های صنعتی با ۱۷٪ ( r = ۰٫۴۰) و زمین‌های کشاورزی با ۹٫۱٪ ( r = ۰٫۳۰) قرار داشتند (شکل ۷ ، بخش C). یافته‌های ما نشان می‌دهد که عدم قطعیت در متغیرهای ورودی مرتبط با سرب، به ویژه پارامترهای غلظت و مواجهه خاک، بیشترین سهم را در واریانس مقادیر TCR داشته‌اند. با وجود حساسیت بالا، مقادیر مطلق Pb و TCR در محدوده کم تا متوسط ​​باقی ماندند. این احتمالاً به دلیل سطوح نسبتاً پایین سرب در CSF در مقایسه با As، Cr و Ni است. در واقع، تحلیل حساسیت نشان دهنده میزان انتشار عدم قطعیت در پارامترهای ورودی در تخمین‌های ریسک است، نه بزرگی خود ریسک سلامتی. مطالعه ما، همسو با سایر مطالعات ^{۶۸ ، ۶۹} ، نشان داد که نوع کاربری زمین عامل اصلی تعیین‌کننده حساسیت بزرگسالان و کودکان و میزان مواجهه آنها با آلاینده‌ها است.

این مطالعه به طور همزمان خطرات زیست‌محیطی و سلامت انسان ناشی از PTEها را در کاربری‌های مختلف زمین در یک منطقه مستعد گرد و غبار، با در نظر گرفتن میزان مواجهه بزرگسالان و کودکان، ارزیابی کرد. تغییرپذیری متوسطی برای As، Ni، Cu و Cr در جنگل‌های دست کاشت؛ Cd، Zn و Pb در مراتع؛ و Pb در زمین‌های بایر مشاهده شد، در حالی که V تغییرپذیری کمی را نشان داد. غلظت As و Cd در تمام کاربری‌های زمین از سطوح پس‌زمینه فراتر رفت. در زمین‌های صنعتی، Pb، Ni، Zn و Cu؛ در مراتع، Pb، Cr و V؛ و در زمین‌های بایر، Cu و Zn از مقادیر پس‌زمینه خود فراتر رفتند. برای زمین‌های کشاورزی و جنگل‌های دست کاشت، میانگین غلظت همه عناصر مورد مطالعه بالاتر از سطوح پس‌زمینه بود. وجود جنگل‌های دست کاشت در نزدیکی مناطق صنعتی ممکن است با تجمع ذرات حاوی PTEها در آنها مرتبط باشد، در حالی که سطح بالای عناصر در زمین‌های کشاورزی ممکن است با استفاده از آفت‌کش‌ها یا نوع کودهای مورد استفاده در این زمین‌ها توضیح داده شود. غلظت بالاتر Cd در زمین‌های بایر نشان می‌دهد که منشأ آن احتمالاً زمین‌شناسی یا مربوط به فعالیت‌های معدنی گذشته است. بر اساس شاخص IWI، تقریباً ۲۰٪ از ایستگاه‌های نمونه‌برداری آلودگی متوسط، ۴۷٪ آلودگی کم و ۳۳٪ آلودگی غیرآلوده داشتند و بیشترین آلودگی در جنگل‌های دست کاشت مشاهده شد. مقادیر HI هیچ خطر غیرسرطان‌زایی برای بزرگسالان یا کودکان نشان نداد. بلع به عنوان مسیر اصلی خطر سرطان‌زایی مرتبط با آرسنیک، کروم، نیکل و سرب شناسایی شد و نیکل بالاترین CR را نشان داد. مواجهه پوستی بیشترین خطر را برای کروم ایجاد کرد، در حالی که مواجهه از طریق مسیر تنفسی یک خطر بالقوه برای آرسنیک و کروم بود. تجزیه و تحلیل حساسیت نشان داد که آرسنیک در اراضی جنگلی دست کاشت بیشترین تأثیر را بر خطر غیرسرطان‌زایی دارد، در حالی که سرب در مراتع بر حساسیت TCR غالب است. با توجه به اینکه منطقه مورد مطالعه یکی از مناطقی است که مستعد فرسایش و تولید گرد و غبار است، وجود PTEها، به ویژه آرسنیک، کروم و نیکل، ممکن است در شرایط مواجهه مداوم، یک نگرانی بالقوه برای سلامتی در درازمدت باشد. اگرچه سطح آلودگی در جنگل‌های دست کاشت به طور کلی متوسط ​​بود، اما به دلیل پتانسیل سرطان‌زایی برخی عناصر، نظارت مداوم توصیه می‌شود. علیرغم بینش‌های ارائه شده توسط این مطالعه، اما محدودیت‌هایی نیز دارد. پیشنهاد می‌شود که تحقیقات آینده باید سعی کنند منشأ آلاینده‌ها را در کاربری‌های زمین بر اساس منابع مختلف به طور دقیق ردیابی کنند و خطرات فصلی مرتبط را برای ارزیابی تفاوت‌های زمانی در نظر بگیرند.