antimony and its effects on the components of environment · 2020-06-21 · doi:...

:2019.280131.668180ijswr./10.22059DOI (2377-2399ص) 8139 بهمن، 9شماره ،50تحقيقات آب و خاک ايران، دوره

)يادداشت تحقيقاتی(

Antimony and Its Effects on the Components of Environment

NADER KHADEM MOGHADAM IGDELOU1*, AHMAD GOLCHIN1, TOHID ROUHI KELARLOU1 1. Soil Science Department, Faculty of Agriculture, University of Zanjan, Zanjan, Iran.

(Received: May. 9, 2019- Revised: May. 23, 2019- Accepted: June. 11, 2019)

ABSTRACT

Nowadays, one of the environmental issues is pollution of soil, water and plants resources with heavy metals.

Antimony (Sb) is one of the most dangerous heavy metals, which by accumulation in the plant and animal

tissues and transmission to the food chain, endangers human health. The critical limit for Sb in drinking water

has been determined by the European Union and the United States to be 5 and 6 μg/l, respectively. The World

Health Organization has reported this limit for the soil, 35 mg/kg. Exposure to Sb with various concentrations

can cause a variety of diseases, cancers and genetic defects in humans. In addition, it causes keratitis, dermatitis,

conjunctivitis, and gastritis. Concentrations above the critical Sb level in the soil can cause oxidative stress and

reduce plant biomass, germination, root length, plant height, and plant photosynthesis. This element has a

negative effect on microbial communities and soil enzymes and the rate of inhibition of soil microbial

populations has been reported as bacteria> fungi> actinomyces. In general, the absorption of Sb by plants in

acid soils is lower than calcareous soils and solutions for reducing Sb absorption in calcareous soils are to use

phosphate fertilizers (antagonistic effect of phosphorus with Sb), fertilizers containing sulfur and the use of

organic materials. Considering the existence of two volcanic formations in the country (Urmia-Dokhtar and

East of the country formation) that contain various types of heavy metals, including Sb and increasing the

exploitation and the number of Sb mines in the provinces of West Azerbaijan, Sistan and Baluchestan,

Kurdistan, and Khorasan Razavi, it seems necessary determining the pollution levels of the water and soil

resources of these provinces, as well as the provinces located on the two above-mentioned formations. Also, in

the provinces of West Azerbaijan and Sistan and Baluchestan, the treatment of drinking water in terms of

contamination with Sb should be on the government's agenda.

Keywords: microorganisms, mineral, pollution,Urmia-Dokhtar formation, water and soil resources

* Corresponding author: [email protected]

https://ijswr.ut.ac.ir/issue_9266_9789.html

https://ijswr.ut.ac.ir/article_71390.html

https://ijswr.ut.ac.ir/article_71390.html

mailto:[email protected]

1398 بهمن، 9، شماره 50، دوره تحقيقات آب و خاک ايران 2374

زيستاثرات آن بر اجزای محيطآنتيموان و

1توحيد روحی کالرلو ،1احمد گلچين، 1*لونادر خادم مقدم ايگده

ایران.زنجان، علوم خاک، دانشکده کشاورزی، دانشگاه زنجان، . گروه1

(21/3/1398تاریخ تصویب: -2/3/1398تاریخ بازنگری: -19/2/1398)تاریخ دریافت:

چکيده

باشد. یکی از فلزات سنگین زیستی، آلوده شدن منابع خاک، آب و گیاه با فلزات سنگین میمحیطامروزه یکی از مسائل

ها به زنجیره غذایی باعث به مخاطره های گیاهی و حیوانی و انتقال آن( است که با تجمع در بافتSbخطرناک آنتیموان )

میکروگرم بر لیتر توسط اتحادیه اروپا و 6و 5یب ترتدر آب آشامیدنی به Sbشود. حد بحرانی افتادن سالمت انسان می

گرم بر کیلوگرم اعالم کرده است. میلی 35طور سازمان بهداشت جهانی این حد را در خاک آمریکا تعیین شده و همین

شود. های ژنتیکی در انسانها و نارساییها، سرطانتواند باعث انواع بیماریمی Sbهای مختلف قرارگرفتن در معرض غلظت

Sbتر از حد بحرانی های بیششود. غلظتمی معده نیز ورم و ملتحمه ورم پوست، آماس قرنیه، التهاب موجب عالوه بر این،

زنی، طول ریشه، ارتفاع گیاه و میزان فتوسنتز توده گیاهی، جوانهتواند موجب تنش اکسیداتیو شده و زیستدر خاک می

هایمهارکنندگی جمعیت های خاک داشته و میزانتأثیر منفی بر جامعه میکروبی و آنزیمگیاهان را کاهش دهد. این عنصر

توسط گیاهان Sbطور کلی جذب گزارش شده است. به <ها اکتینومیست <ها قارچ <ها صورت باکتریمیکروبی خاک به

های آهکی استفاده از کودهای در خاک Sbهای آهکی است و راهکارهای کاهش جذب تر از خاکهای اسیدی کمدر خاک

(، کودهای حاوی گوگرد و کاربرد مواد آلی است. با توجه به وجود دو سازند آتشفشانی Sbفسفاته )اثر آنتاگونیستی فسفر با

برداری و باشند و افزایش بهرهمی Sbدختر و شرق کشور( که حاوی انواع فلزات سنگین از جمله -در کشور )سازند ارومیه

های آذربایجان غربی، سیستان و بلوچستان، کردستان و خراسان رضوی تعیین میزان آلودگی در استان Sbدن تعداد معا

رسد. نظر میهای واقع بر روی دو سازند فوق الذکر الزم و ضروری بهطور استانها و همینمنابع آب و خاک این استان

باید در Sbهای آشامیدنی از لحاظ آلودگی به ان تصفیه آبهای آذربایجان غربی و سیستان و بلوچستچنین در استانهم

برنامه کار دولت قرار گیرد.

دختر، کانی، منابع آب و خاک -آلودگی، ریزجانداران، سازند ارومیه کليدی:های واژه

مقدمه

های شوند و در غلظتها یافت میفلزات سنگین در اغلب خاک

Zhao et)باشند حیوان مضر میباال برای سالمتی انسان، گیاه و

al., 2012) آلودگی خاک توسط فلزات سنگین یک تهدید جدی .

زیست و سالمت انسان است. اگر چه این برای کیفیت محیط

توانند از طریق منابع طبیعی نظیر هوازدگی مواد عناصر می

ترین ها و غیره وارد خاک شوند، اما بیشمادری، فعالیت آتشفشان

های انسانی است ها به خاک از طریق فعالیتآنمنشأ ورود

(Álvarez-Ayuso et al., 2012)( آنتیموان .Sbشبه ) فلزی است

در Sbشود، فراوانی طور طبیعی یافت میزیست بهکه در محیط

گرم بر کیلوگرم بوده و غلظت آن در میلی 2/0-3/0پوسته زمین

یرآلوده، غلظت های غها، بیش از مواد مادری است. در خاکخاک

. (Alloway, 2012)گرم بر کیلوگرم است میلی 4/8تا 3/0آن بین

هاینمونه در و قطبی مناطق یخ و برف در Sb سطوح افزایش

[email protected]نویسنده مسئول: *

مسئله یک Sb آلودگی که دهدمی نشان آئروسل توکیو

گزارش بیولوژیکی نقش Sb برای. است جهانی مهم محیطیزیست

ورم پوست، آماس قرنیه، التهاب موجب عنصر این است. نشده

مختل گیاهان را فتوسنتز Sb شود. عنصرمی معده ورم و ملتحمه

Sb سمیت. دهدمی کاهش را ضروری عناصر از استفاده و کندمی

طوریبه است؛ وابسته آن شیمیایی هایگونه به زیادی مقداربه

هستند ترسمی آلی آن هایگونه از Sb معدنی هایگونه که

(Tisarum et al., 2015.) های توانند وضعیتهای معدنی میگونه

داشته باشد، ولی در (Vو III ،0 ،III-)اکسایشی مختلفی

ژئوشیمیایی عمدتًا با دو های بیولوژیکی وزیست و نمونهمحیط

. ( et alFilella ,.2002)شود ( یافت میVو IIIاکسایشی ) وضعیت

موجب (Anderson, 2012)در صنعت Sbافزایش کاربردهای

سراسر کشورهای جهان شده در Sbافزایش درصد رشد معادن

محیطی درباره آلوده شدن های زیستاست و همین امر نگرانی

mailto:[email protected]

2375 ...خادم مقدم ايگده لو و همکاران: آنتيموان و اثرات آن بر اجزای

,.Álvarez-Ayuso et al)دهد منابع آب و خاک را افزایش می

ها را دو این نگرانی Sbو عدم وجود اطالعات کافی درباره ؛(2012

مطالعه با هدف بررسی ابعاد مختلف است. اینچندان کرده

در سراسر ایران و با تمرکز بر Sbآلودگی منابع آب و خاک به

شناسایی مناطق آلوده و مشخص نمودن علل آلودگی صورت

آلودگی، توزیع مکانی نقاط سطوح منابع آالینده، .است گرفته

وضوح نشان به های آلودگیمقاله با ارائه نقشه این در Sbآلوده به

.است شده داده

انگلیسی بهآنتیموان : Sb. تاريخچه و خواص شيميايی 1

Antimony (با نماد شیمیایی Sb واژه التین ازStibium )یک

صورت به زمین پوسته در که (1ای )شکل نقره سفید فلزشبه

آن نام .(Sundar and Chakravarty, 2010) شودمی ای یافترگه

معنی تنهایی با به monosو معنی ضدبه Antiیونانی، از کلمه

ریشه گرفته است "1دشومین تنهایی یافتفلزی که به" ترجمه

(Multani et al., 2016) .Sb عنصری است باستانی که از زمان

عنوان یک ماده آرایشی برای سیاه پادشاهان بابل، استفاده از آن به

Sbکردن چشم )سرمه چشم( مرسوم بوده است. اسم روسی

ای ( بوده که از کلمه ترکی سورمه یعنی همان مادهSurmaسورما )

کشند، مشتق شده که زنان برای آرایش بر پشت چشمان خود می

. (Saadat and Shahabpour, 1997) است

Sb (Anonymous, 2019; Anonymous, 2019). رگه معدنی حاوی شبه فلز خالص 1شکل

این عنصر از نظر ظاهری و خصوصیات فیزیکی شبیه فلز

دهد؛ دارای از نظر شیمیایی مثل فلز واکنش نمیا بوده، ام

جدول VAخصوصیات فلزات و غیرفلزات بوده و متعلق به گروه

گرم بر 76/121 استاندارد اتمی وزن با)چهارمین عنصر(، تناوبی

و از لحاظ خصوصیات شیمیایی و سمیت، شبیه عنصر مول است

شوند یافت میدیگر ( بوده و عموماً در طبیعت با همAsآرسنیک )

(Lehr et al., 2007) .Sb ترین مدار ، در خارجی51 اتمی عدد با

چهار در تواندمی آرایش یافته و 3p2s صورتالکترونی خود به

شود در طبیعت یافت( Vو III ،0 ،III-) اکسیداسیون حالت

(2016., et alZhang ) .2خاطر خواص گوگرد دوستیاین فلز به

های ترکیب شده و عمدتاً به حالتآسانی با گوگرد به

et Filella)شود ها دیده میدر انواع کانی VSbو IIISbاکسایشی

al., 2002)های با بار مثبت . گونهSb نهایت فقط در شرایط بی

های در آب Sbشوند. دو شکل معمول معدنی اسیدی تشکیل می

-طبیعی، یون آنتیمونات )6(OH)Sb) و هیدروکسیدآنتیموان

(3(OH)Sb 1( هستند )جدول .)

1. A metal not found alone

2. Chalcophilic

IIISbرا در شرایط اکسیدی و VSbعلم ترمودینامیک حضور

کند. هر چند که بینی میهوازی( پیشدر شرایط غیراکسیدی )بی

های علم ترمودینامیک بینیبندی همیشه مطابق با پیشگونه

در شرایط اکسیدی و IIISbطوری که حضور رود، بهپیش نمی

های در شرایط غیراکسیدی)آب VSbای از مقادیر قابل مالحظه

شیرین و آب دریا دارای تهویه خوب( گزارش شده است.

ها را های بیولوژیکی و مشاهدات سینتیکی این ناسازگاریفعالیت

این عنصر، چرخه جهانی و 3اکولوژیکاند. سمیت نشان داده

Sundar)اندازه کافی شناخته نشده است بندی آن هنوز بهگونه

and Chakravarty, 2010; Filella et al., 2002)ای . اولین مقاله

و خواص آن ارائه شد از باسیل والنتین با Sbکه در شرح مفصل

بود که در قرن پانزدهم انتشار "ماشین پیروزی آنتیموان"عنوان

( به افتخار وی 3O2Sbهمین منظور کانی والنتینایت )یافت به

. (Saadat and Shahabpour, 1997) گذاری شده استنام

هایی ها با وجود تفاوتآنتیموان ممکن است که در برخی از کانی

شود As(، جایگزین pm 58, IIIAsو pm 76, IIISbدر شعاع یونی )

3. Ecotoxicology


(Wilson et al., 2010)در طبيعت Sbهای شيميايی رايج . گونه1جدول

گونه شیمیایی نام فرمول3S2Sb Stibnite

3O2Sb Valentinite (orthorhombic) کانی(cubic) 3O2Sb Senarmontite

4O2Sb Cervantite 5Sb(OH) های آبی گونه آنتیمونیک اسید

-Sb(OH) (5)حالت اکسایشی +SbO3 یا) 6

آنتیمونات (-

Sb(OH)3 (یا HSbO2) آنتیمونو اسید های آبی گونه

(3)حالت اکسایشی +

+2Sb(OH)

-4Sb(OH) آنتیمونیت 4S2Sb2H -

4S2HSb -2

4S2Sb های سولفیدیکمپلکس

3SbH Stibine گازها 3)3Sb(CH Trimethylstibine

2)SbO(OH)3(CH Methylstibonic acid (MSA) Sb(O)OH2)3(CH Dimethylstibonic acid (DMSA) های متیله شدهدیگر گونه

Sb3)3(CH Trimethylstiboxide

(;Sb Anderson, 2012; Multani et al., 2016) Roper et al., 2012های اوليه و ثانويه حاوی . کانی2جدول

های اولیهکانی های ثانویهکانی

4MoO2[(Sb,As)O] Biehlite 6S3AgPbSb Andorite 7O2Sb2Pb Bindheimite 13S4(As,Bi,Sb)12Cu Annivite

OH6O2BiSb Bismutostibiconite 2AuSb Aurostibite

2]6Ni[Sb(OH).O2H6 Bottinoite 4S2FeSb Berthierite

2]6Mg[Sb(OH).O2H6 Brandholzite 11S4Sb5Pb Boulangerite

2(OH)]3)[AsO4(AsO2O2(Ti,Sb)5NaCu.O2H8 Braithwaiteite 3PbCuSbS Bournonite

3NaSbO Brizziite NiSb Breithauptite 6O2MgSb Byströmite 4O2Sb Cervantite

10(OH)3)CO4,SO4(HSbO2Al4Cu.O2H2 Camerolaite 14S2Sb4Sn3Pb Cylindrite 4O5+Sb3+Sb Cervantite Sb3Ag Dyscrasite

0.5) -](x x(OH)x-6O)2[(H2)3(SbS6)3O2(Sb6(K,Na) Cetineite 6S2Sb3Pb Falkmanite 4O5+Sb3+Sb Clinocervantite 4SbS3Cu Famatinite

4SO8O6Sb.O2H Coquandite 14S2Sb3Sn5Pb Franckeite

6](OH)6Al[Sb(OH)2Cu Cualstibite 13S4Sb12(Cu,Ag) Freibergite 6](OH)6Al[Sb(OH)2Cu Cyanophyllite 21S9(As,Sb)6Cu3Agl6T Gabrielite

(OH)13O2As5+Sb3Zn3Pb Joëlbruggerite 8S12(As,Sb)5Pb Geocronite

6O3Sb(Cl,Br)12Hg Kelyanite 13S8(As,Sb)2Na.O2H2 Gerstleyite O2S2Sb Kermesite FeSbS Gudmundite

2(OH)4SO4O4Sb Klebelsbergite Sb6Cu Horsfordite

6)(OH)4)(AsO4Sb(SO3Pb.O2H3 Mallestigite 14FeSb6S4Pb Jamesonite

16(OH)l4C2)4(SO2AlSbO4Cu6Pb Mammothite O2S2Sb Kermesite 6NaSb(OH) Mopungite 7S4HgSb Livingstonite

Cl2PbSbO Nadorite 7S2Sb4Pb Meneghinite 2Cl11O8Sb Onoratoite 9S3Sb3Pb2Ag Ramdohrite

6O2ZnSb Ordóñezite 5O2Sb35CaO Romeite O2)3H3(SbS3)3O2(Sb3(Na,K) Ottensite 3O2Sb Senarmontite

7(O,OH)2Sb2Cu Partzite 7O2CaFeSbAs Stenhuggarite

2(OH)2)4(SO4O4CaSb.O2H2 Peretaite 4SbS5Ag Stephanite

Cl4)4](AsO6[Sb(OH)5Cu2Ca.O2H6 Richelsdorfite O2·H4O2Sb Stibiconite

7O2Sb2Ca Roméite 7S4(Bi,Sb) Stibiobismuthine 6O2PbSb Rosiaite 4Sb(Nb,Ta)O Stibiocolumbite

3)(OH)4,SbO4Zn(AsO2Cu Sabelliite (As,Sb)3Cu Stibiodomeykite 4O2FeSb Schafarzikite 4(As,Sb)3Cu Stibioenargite

3O2Sb Sénarmontite 4(As,Sb)S3Cu Stibioluzonite 3(OH)3SbO4Hg Shakhovite 3Te2(Bi,Sb) Stibio-tellurobismutite

7(O,OH)2Sb2Ag Stetefeldtite 3S2Sb Stibnite +5Sb3+Sb Stibiconite 13S4Sb12Cu Tetrahedrite 3AsSbO Stibioclaudetite NiSbS Ullmannite

14(OH)2)4,SbO4(AsO5Zn5Cu Theisite 3O2Sb Valentinite l2(OH)C3(Sb,As)O3Pb Thorikosite 4S2PbSb Zinckenite

6WO2Sb Tungstibite

4FeSbO Tripuhyite

3O2Sb Valentinite

6](OH)6Al[Sb(OH)2Zn Zincalstibite


(Wilson et al., 2010) کانی حاوی 200. تاکنون بیش ازSb

(. 2های اولیه و ثانویه( شناسایی شده است )جدول )کانی

با گوگرد نسبت Sbمیل ترکیبی باالی دلیل به Sb اولیه هایکانی

pHبوده، و تحت شرایط های سولفیدیاکسیژن، معموالً کانی به

تقریباً های اولیه نسبتاً پایدار بوده وو دمای محیط، اکثر کانی

Sbکمی از بسیار آبی مقدار هایمحلول در و هستند غیرمحلول

اکسیژن، از غنی هایمحیط در حال، این با .شودمی یافت محلول

ثانویه هایکرده و کانی واکنش اکسیژن با سولفیدی هایکانی

به منجر تواننددلیل ناپایداری میها بهکنند و این کانیتولید می

.(Roper et al., 2012)شوند Sb انتشار

2 . Sb :و نحوه پخش آن در طبيعت Sbآن ترکیبات و

طبیعی عوامل طریق از و دارند حضور زمین پوسته در طبیعی طوربه

دریایی، هایطوفان آتشفشانی، فوران باد، غبار، و گرد مانند

پخش زیستمحیط در1بیوژنیک منابع و هاجنگل سوزیآتش

نانوگرم بر 170 تا 1در هوا از Sbغلظت .(3شوند )جدول می

جهان حدود هایآب در Sb غلظت مترمکعب متغیر است. متوسط

Sbغلظت (.Ungureanu et al., 2015) میکروگرم بر لیتر است 2/0

ها ها و دریاچهبه آب رودخانه Sbهای حاوی که در اثر انحالل کانی

Sundar and) میکروگرم بر لیتر است 5تر از شود، معموالً کموارد می

Chakravarty, 2010) 3/0 برابر تقریباً زمین پوسته و غلظت آن در-

سولفید صورتبه معمول طوربه گرم بر کیلوگرم است؛ ومیلی 2/0

والنتینایت صورتبه اوقات گاهی و (3S2Sb) استیبنایت معدنی

(3O2Sb )اکثر شود.می یافتSb آهنمنتشر شده از کارخانجات ذوب

آن طی دو روز اکسید شده 70( و تقریباً %IIISbاست ) 3O2Sbشکل به

Sb غلظت . متوسط( et alOorts ,.2008)شود می VSb و تبدیل به

فرآوری محل در گرم بر کیلوگرم است،میلی 48/0 تقریباً نیزخاک در

مقدار این خطرناک ضایعات نگهداری محل و دارآنتیموان ترکیبات

.(Baek et al., 2014) است تربیش

(Filella et al., 2002)به اتمسفر Sb. انتشار جهانی 3جدول

زادمنابع انسان (310)سال/تن منابع طبیعی (310)سال/تن

8/0 گرد و خاک برخاسته توسط

باد تولید انرژی 3/1

معادن 1/0 های برخاسته از دریانمک 6/0

ذوب و پاالیش 4/1 های آتشفشانیفعالیت 7/0

سوزاندن زباله 7/0 هاسوزاندن جنگل 2/0

- - منابع بیوژنیک 3/0

کل 5/3 کل 6/2

بندیگروه اصلی تقسیم دو به توانمی را Sbآلودگی منشأ

(:2کرد )شکل

واحدهای و هاالیه وجود آن که علت 2زادزمین منشأ -1

فلز است که به دلیل ناپایداری این شبه از غنی شناسیزمین

و زیرزمینی، سطحی هایآب آلودگی باعث تواندمی ها،کانی

و هاای و تجمع آن در طوالنی مدت در خاکرسوبات رودخانه

هایو فعالیت معادن افزایش به توجه بدن موجودات زنده شود. با

در Sb هایگذشته، فرونشست دهه چند طی در کاویمعدن

. این عنصر (Selim, 2012)افزایش یافته است زیستمحیط

فاصله دورتر تواند بهمی هاوسیله ذرات ریز گرد و غبار و آئروسلبه

.(Shotyk, 1996)شود از منشأ خود حمل

کشاورزی و صنعتی هایفعالیت اثر ، در3زادانسان منشأ -2

استفاده و صنعتی به منابع آب و خاک هاینظیر ورود پساب

در Sbکشاورزی، مقدار سموم و کودهای شیمیایی از رویهبی

اگزوز از حاصل هایدوده چنینمحیط افزایش یافته است. هم

در موجود رنگی مواد ، PVC چونهم موادی و هااتومبیل

در موجود الکترونیکی وسایل و تلویزیون قطعات ها،پالستیک

شیشه سرامیک و ها،ها، باتریکشآفت زباله، های دفنمحل

(Lehr et al., 2007; Steely et al., 2007) های احتراق سوخت و

( از منابع دیگر Shrivas et al., 2008سنگ )فسیلی مثل زغال

با توجه به نقش آیند.حساب میبه Sbزیست به آالینده محیط

، سطوح Sbزیست به زاد در آلودگی محیطپررنگ منشأ انسان

در بسیاری از نقاط جهان مخصوصاً اطراف کارخانجات Sbباالی

نقره و ویژه معادن مس، ، معادن گذشته و جدید )بهآهنذوب

Kabata-Pendias and)شود سرب( و مراکز شیمیایی دیده می

Mukherjee, 2007).

1. Biogenic

2. Geogenic

3. Anthropogenic


(He et al., 2019زيست )در محيط Sbمحيطی و اثرات اکولوژيکی منابع آلودگی، فرايندهای زيست .2شکل

برداری از منابع طبیعی در قالب : بهره Sb. معادن2-1

ترین عوامل نفوذ بشر در طبیعت استخراج معادن یکی از اصلی

کاوی، همانند اغلب صنایع، های معدنرود. فعالیتشمار میبه

محیطی از قبیل آلودگی های گوناگون زیستسبب بروز آلودگی

ی را هایی از این آلودگآب، خاک، هوا و صدا شده است که جنبه

کره های گوناگون زیستتوان در پهنهوضوح و روشنی میبه

محیطی معادن رو، امروزه مشکالت زیستمشاهده کرد. از این

1. Xikuangshan

صورت معضلی مهم در همه کشورها مدنظر قرار دارد به

(Falsolyman and Hajipour, 2015) .Sb در جهان نهمین

داده است جایگاه استخراج را در میان فلزات به خود اختصاص

(He et al., 2019چین با داشتن بزرگ .)ذخایر ترینSb ،جهان

از ظرفیت تولید 78)تقریبًا % Sbترین تعداد معادن دارای بیش

Sb ( است )جهانDupont et al., 2016ترین (. این کشور بزرگ

ترین بزرگ 1در سطح جهان است و زیکوانگشان Sbتولید کننده


چین واقع شده 2، استان هانان1جهان، در لنگشیجیانگ Sbمعدن

رو، چین نقش مهمی در انتشار . از این(Yang et al., 2014)است

(. Tian et al., 2014کند )در سطح جهان ایفا می Sbزاد انسان

( ارائه شده است. در سطح 3جهان در شکل ) Sbنقشه معادن

9مورد در قاره آفریقا، 4شناسایی شده که Sbمعدن 140جهان

6مورد در اروپا، 27مورد در آسیا، 61مورد در آفریقای جنوبی ،

مورد در آسیای میانه )یک معدن برای ایران در منطقه کاشمر

مورد در آمریکای 24خراسان رضوی به ثبت رسیده است(،

Tri-star)مورد در استرالیا گزارش شده است 9شمالی و

resources, 2019) شود. که پیوسته به تعداد این معادن افزوده می

برداری در سطح کشور در تغییرات در تعداد معادن در حال بهره

(، حاکی از افزایش تعداد معادن در بیش از 4سال )جدول 5طی

,Falsolyman and Hajipour)های کشور است دو سوم استان

ایش آلودگی منابع آب و خاک و این خود به مفهوم افز (2015

کشور به انواع فلزات سنگین است.

(Filella et al., 2002; Neiva et al., 2008)ها به تفکيک کشورها جهان و موقعيت مکانی هر يک از آن Sb. معادن 3شکل

(Falsolyman and Hajipour, 2015) 1388-92های استان در طی سال . تغييرات رشد تعداد معادن کشور به تفکيک هر4جدول

درصد رشد نام استان درصد رشد نام استان درصد رشد نام استان

63/2 کهگیلویه و بویراحمد 1/14 شمالیخراسان 38/41 شرقیآذربایجان

14/8 گلستان 17/32 خوزستان 13/24 غربیآذربایجان

91/73 گیالن 36/21 زنجان -14/8 اردبیل

-75/18 لرستان 52/14 سمنان 18/21 اصفهان

95/5 مازندران 72/56 سیستان و بلوچستان -74/21 البرز

41/56 مرکزی -29/1 فارس -33/13 ایالم

76/60 هرمزگان -74/2 قزوین -86/14 بوشهر

-86/15 همدان 11/11 قم -65/22 تهران

47/0 یزد -15/3 کردستان 33/9 چهارمحال و بختیاری

67/224 کرمان 7/61 جنوبیخراسان

24/12 کرمانشاه 31/35 رضویخراسان

1. Lengshuijiang 2. Hunan


ایران به تفکیک Sbمختصات جغرافیایی هر یک از معادن

(، توزیع 4( ارائه شده است. شکل )5استان و شهرستان در جدول )

را در سراسر ایران نشان Sbبرداری مکانی معادن در حال بهره

دهد که حاکی از تمرکز معادن در شرق و غرب کشور است.می

موجود در کشور به تفکيک استان و شهرستان Sb. معادن 5جدول

منبع مختصات جغرافیایی نام معدن شهرستان نام استان ردیف

Nʺ52.57 ʹ39 °36 درهآغ تکاب آذربایجان غربی 147° 00ʹ 43.47ʺE

(Rahimsouri et al., 2011)

2 خراسان جنوبی

Nʺ33 ʹ34 °33 شوراب-چاهگله58° 03ʹ 43ʺE (Mehrabi et al., 2011)

Nʺ50.27 ʹ55 °33 چوپان 358° 02ʹ 53.68ʺE (Nokhbatolfoghahai et al., 2009)

Nʺ37.28 ʹ30 °35 کالته چوبک-چلپو خراسان رضوی 458° 27ʹ 19.09ʺE (Khakrah et al., 2010)

Nʺ30.53 ʹ45 °34 فقیره همدان همدان 548° 31ʹ 57.58ʺE (Maanijouand Aliani, 2000)

Nʺ13.36 ʹ12 °35 داشکسن قروه کردستان 648° 04ʹ 55.98ʺE (Abdollahy et al., 2007)

7

سیستان و

بلوچستان

Nʺ27.24 ʹ46 °30 سفیدابه زابل60° 05ʹ 39.71ʺE (Jafarirad, 2001)

8

زاهدان

Nʺ59.95 ʹ07 °29 سفید سنگ60° 54ʹ 29.29ʺE (Jafarirad, 2001)

Nʺ28.41 ʹ39 °29 لخشک 960° 44ʹ 39.64ʺE (Abdollahy et al., 2007)

Nʺ33 ʹ10 °29 شورچاه 1060° 54ʹ 52ʺE

(Moradi et al., 2014; Moradi et al.,

2015)

Nʺ27.79 ʹ28 °36 مغانلو ماهنشان زنجان 1147° 43ʹ 55.50ʺE (Jamali Hajiani et al., 2016)

هاکشور به تفکيک استان Sb. موقعيت مکانی معادن 4شکل

سنگاحتراق زغال

های سنگ و سوختمعموالً در زغال Sbسازی در طبیعت غنی

سنگ در محدوده بین در زغال Sbافتد. غلظت اتفاق میفسیلی

1میکروگرم بر گرم قرار داشته و دارای متوسط 10-05/0

، دمای Sbفرار بودن عنصر خاطر نیمهباشد. بهمیکروگرم بر گرم می

,.Zhang et alشود )باال به افزایش میزان تبخیر آن منجر می

ترین منابع عنوان یکی از مهمها به(. بنابراین، احتراق سوخت2017

,.Lin et alروند )شمار میزیست بهبه محیط Sbزاد انتشار انسان


سنگ و دود حاصل (. ذرات بسیار ریز ناشی از احتراق زغال2018

را با اتمسفر وارد کنند. برای مثال در Sbتوانند ها میاز دودکش

تر ای کوچکهدر اندازه Sbپکن، کلکته و جنوب لهستان و ترکیه

سنگ شود که ناشی از احتراق زغالمیکرومتر دیده می 1-5/2از

، 2009در سال (.Das et al., 2015و ذوب فلزات غیرآهنی است )

سنگ توسط از طریق احتراق زغال Sbتن 33طور تقریبی به

ها و تولید گرما در چین به اتمسفر وارد شده است. با نیروگاه

، انتشار 2009تا 2005گ از سال سنافزایش احتراق زغال

طور قابل توجهی ها و تولید گرما بهتوسط نیروگاه Sbاتمسفری

(. استان شاندانگ چین، Chen et al., 2013افزایش یافت )

( را به اتمسفر Seو سلنیوم ) Sb ،Asهای ترین مقدار آالیندهبیش

طوری که انتشار اتمسفری این استان در سالکند؛ بهوارد می

2014تن تخمین زده شده بود این مقدار در سال 26/40، 2005

75/2تن افزایش یافته که دارای نرخ رشد سالیانه % 36/51به

تواند توسط (. در کل، آب و خاک میFan and Wang, 2016است )

سنگ آلوده شود. ثابت شده که انتشار فلزات بقایای احتراق زغال

افتد و غلظت سنگ اتفاق میزغالکمیاب با تغییر شکل بقایای

Sb های های زیرزمینی به بیش از آستانه مجاز در همه بازهدر آب

pH می( رسدStefaniak et al., 2015.)

Sb :شاید اولین کاربرد صنعتی و کاربردهای آنSb به

از آن در 1گردد که چالدنزسال قبل از میالد مسیح برمی 4000

ای استفاده نمود. اکتشافات رههای نقساخت کشتی و گلدان

های کهن از این فلز و دهند که تمدنشناسی نشان میباستان

اند. بررسی منابع چنین از سولفید سیاه رنگ آن استفاده کردههم

در حال حاضر موید استفاده گسترده از این ماده و دیگر ترکیبات

Sb در صنعت است(Bradley and Fredrick, 1941) .

، Sbشده از تولید ترکیب ترینمهم (3O2Sbاکسید )تریآنتیموان

.باشداکسیدکننده می کوره یک توسط تبخیر کردن این فلز در

با است که 5/99و % 2/99بین % اکسیدتریدرصد خلوص آنتیموان

( همراه Pbسرب ) و (Feآهن ) ،As هایناخالصی مختلفی از مقادیر

شعله )ضد آتش(، برای بازدارنده فرموالسیون این ماده در .است

سازی و تولید انواع پارچه، الستیک سازی،رنگ سازی،پالستیک

کاتالیزور یک عنوانبه اکسیدتریشود. آنتیموانمی استفاده آلیاژها

پنتا آنتیموان .رودمی کاربه 2(PETاتیلن ترفتاالت )تولید پلی برای

چنین( همNaSb(OH)6سدیم ) آنتیموان و (5O2Sbاکسید )

کاربرد شعله )ساخت مواد مقاوم به آتش( هایبازدارنده عنوانبه

آمیزیرنگ در سدیم آنتیمونات عمدتاً و Sb فراوان دارد. ترکیبات

برای ساخت Sb از الکترونیک نیز شود. در صنعتمی استفاده

. این عنصر قدرت و (Anderson, 2012)کنند می دیودها استفاده

سخت Pbدهد بدین صورت که را افزایش می Pbسختی آلیاژهای

سربی -های اسیدچنین در باتریهم Sbباشد. می Sb 3-9دارای %

,Anderson)گیرد ها مورد استفاده قرار میها و خازناتومبیل

کاری و عنوان عنصر آلیاژی در لحیمبه Sbچنین از . هم(2012

همین دلیل در ضایعات و شود. بهاستفاده می سازیبلبرینگ

(. 6شود )جدول های بعضی از صنایع مختلف یافت میآالینده

بازدارنده عنوانبه معموالً ( 3O2Sb مثال، عنوانبه) اکسیدآنتیموان

سفید رنگ، الکترونیکی صنایع ( درBrبا برم ) همراه شعله

هایفعالیت در انسانکه روندکار میبه مبلمان و سند هایحامل

برخی از .(Czégény et al., 2012ها سروکار دارد )خود با آن روزانه

هستند Sbمیکروگرم بر گرم 1000این وسایل حاوی بیش از

(Turner and Filella, 2017انهدام ضایعات الکترونیکی به .) صورت

تواند منجر به های بازیافت میدفن کردن، سوزاندن یا در محل

زیست شده و در به محیط Sbادسازی مواد شیمیایی سمی مانند آز

(. Kim et al., 2015ها را به مخاطره اندازد )نهایت سالمتی انسان

غذایی، مواد بندیبسته در ظروف Sb پایین هایکشف غلظت

هایی که در لباس حتی و هانوشیدنی مصرف حاوی یکبار هایبطری

سالمت برای را نگرانی ترینبیش پوست انسان هستند، تماس با

با توجه به افزایش .(Rovira et al., 2017اند )کرده ایجاد انسان

در صنایع مختلف، روز به روز بر تقاضای این Sbکاربرد جهانی

.(Awe, 2013)( 5شود )شکل عنصر افزوده می

(Asante-Duah, 2017)های خطرناک کارخانجات مختلف . بعضی از آالينده6جدول

نوع کارخانه هانوع آالینده

((، ضایعات قابل اشتعال، Co( و کبالت )Cd، کادمیم )Sb ،Asاسیدها و بازها، ضایعات سیانید، فلزات سنگین )

هاحالل کارخانه ذوب آهن

کارخانه رنگ های سمی )مثل اکسیدکروم(رنگدانهها، ، حاللPCBs3((، Crو کروم ) Sb ،Cdفلزات سنگین )

کارخانه مواد پالستیکی های آلی((، حاللHg( و جیوه )Cu، مس )Sb ،Cdفلزات سنگین )

دار، های هالوژن((، حاللNiو نیکل ) Sb ،As ،Cd ،Cr ،Hgمواد رنگی مربوط به فلزات سنگین و ترکیبات آنها )

PCBsاسیدهای معدنی، نساجیکارخانه

1. Chaldeans

2. Polyethylene Terephthalate

3. Polychlorinated biphenyls (PBCs)


(Awe, 2013) 2020تا سال Sbبينی عرضه و تقاضا برای عنصر . پيش5شکل

قابل محیطیزیست خطرات تواندمی خودرو ترمز لنت

در طول ترمز کردن، دمای باالیی در سطح .ایجاد کند را توجهی

یک نوع عنوان به 3S2Sbشود. و درون لنت ترمز ایجاد می

کند، اما این ماده کننده، نقش مهمی در عملکرد ترمز ایفا میروان

Martinezشود )اکسید و تجزیه می C 600˚در دماهای بیش از

and Echeberria, 2016 در اثر ساییدگی لنت ترمز ذرات .)

در طول فرایند ترمز کردن VSbشود و ایجاد می IIISbریزاتمسفری

Sb(. Varrica et al., 2013شود )کیل میدر اثر اکسیداسیون تش

طریق از تواندمی و شودمی منتقل هوا به ترمز فرایند طریق از

در موجود SH- هایگروه با و شده وارد انسان بدن ها بهریه

های ها حاوی رنگدانه)اریتروسیت 1اریتروسیتی غشاء هایسلول

اکسید و دیهموگلوبین هستند که مسئول نقل و انتقال کربن

در افراد خون در Sb غلظت .کند برقرار اکسیژن هستند( ارتباط

Sb غلظت از تربیش برابر 10 تا 5 تواندمی خودرو ترافیک معرض

باشد ( ندارند قرار ترافیک معرض در که) کنترل هایگروه خون در

(He et al., 2019). نیز شده رها ترمزهای لنت این، بر عالوه

هر لنت ترمز .باشند باالیی داشته محیطیزیست خطر توانندمی

است Sbگرم بر کیلوگرم میلی 62/1×410رها شده حاوی بیش از

صورتی چنین درتواند آب و خاک و همآزاد شده از آن می Sbکه

Heهای قلیایی باشد، هوای اطراف را آلوده کند )که در محلول

et al., 2019صنایعی با تکنولوژی های اخیر از آن در (. در سال

کاتالیزورها، در Sb گیرند. این فلز برای تولید ترکیباتباال بهره می

-Kabata)رود کار میبه داروها نیز و جنگی مهمات ها،کشآفت

Pendias and Mukherjee, 2007)های عمده . یکی از نگرانی

های تیراندازی ها در میداناز گلوله Sbمحیطی، آزاد شدن زیست

-Pb (%95ها عمدتًا حاوی (. گلولهTandy et al., 2017ت )اس

90 ،)Sb (%4-2 ،)Cu منظور و دیگر عناصر کمیاب است که به

افزایش سختی آلیاژ، جلوگیری از تغییر شکل و حفظ پایداری

در Sbتن 25روند. هر سال بیش از کار میآئرودینامیکی گلوله به

شود، در به خاک وارد میهای تیراندازی در کشور سوئیس میدان

1900حالی که در کشورهای بزرگ مثل آمریکا این رقم بالغ بر

(. Sanderson et al., 2015تن است )

Sbآلودگی منابع آب و خاک به برای آب آشامیدنی Sbحداکثر غلظت مجاز : Sbبا آلودگی آب

ترتیب برای سازمان حفاظت میکروگرم بر لیتر به 5و 6

( و اتحادیه اروپا تعیین شده است EPAآمریکا ) زیستمحیط

(Ungureanu et al., 2015a)هایی ورود . یکی از راهSb به بدن

های پالستیکی از جنس انسان استفاده از آب دورن بطری

ها در آب این بطری Sb( است. غظت PETاتیلن ترفتاالت )پلی

خیلی میکروگرم بر لیتر متغیر است، که 521/0تا 095/0بین

است. اما با افزایش EPAتر از حداکثر مجاز تعیین شده توسط کم

یابد ها افزایش میاز این بطری Sbدمای محیط آزاد شدن

(Cooper and Harrison, 2009)های . آنالیز پالستیکPET نشان

گرم بر کیلوگرم میلی 213±35داد که این مواد پالستیکی حاوی

Sb هستند(Westerhoff et al., 2008) سینتیک آزادسازی .Sb

کند و بعد های آب معدنی با گذشت زمان افزایش پیدا میاز بطری

رسد بندی آب میماه به دو برابر غلظت آن در زمان بسته 3تا 2از

(Shotyk et al., 2006)( توزیع آب6. شکل ) های آلوده بهSb را

های به آب ( هم مختصات مربوط7دهد. جدول )در ایران نشان می

میکروگرم بر 5ها برابر آن Sbسطحی و زیرسطحی که آلودگی

دهد.ها ارائه میتر است را به تفکیک استانیا بیشلیتر

1. Erythrocyte

197

240

315

195

244

293

100

150

200

250

300

350

2010 2015 2020

سال

ضا قا

و ته

ضعر

ار قد

م(

ton

)

عرضه تقاضا


ميکروگرم بر ليتر يا بيشترSb (5 )های سطحی و زيرسطحی ايران به . آلودگی آب7جدول

نمونه آب مختصات جغرافیایی منطقه/آبادی شهرستان استان Sbغلظت

)میکروگرم بر لیتر( منبع

غربی آذربایجان

تکاب

Nʺ46.88 ʹ40 °36 باال درهآغ47° 00ʹ 50.14ʺE 6/8 آب چشمه

(Rahimsouri et al., 2011) 46.88 ʹ40 °36 باال درهآغʺN 47° 00ʹ 50.14ʺE 8/319 آب چشمه

Nʺ33.41 ʹ40 °36 وسط درهآغ47° 02ʹ 51.54ʺE 01/5 شرب از چشمه آب

Nʺ01.24 ʹ41 °36 دره باالآغ47° 00ʹ 33.86ʺE 08/6 آب آبیاری

(Sharifi et al., 2016)

Nʺ33.30 ʹ40 °36 وسط درهآغ47° 02ʹ 53.67ʺE 25/8 رودخانه آب

Nʺ33.30 ʹ40 °36 زرشوران47° 02ʹ 53.67ʺE 7 رودخانه آب

Nʺ44.50 ʹ39 °36 ینگجه کندی47° 08ʹ 18.40ʺE 95/8 آب آبیاری

Nʺ29.90 ʹ38 °36 یارعزیز کندی47° 07ʹ 19.60ʺE 95/8 آب آبیاری

خراسان رضوی

تربت حیدریه

Nʺ55.93 ʹ22 °35 فدیهه58° 55ʹ 19.37ʺE 88/11 آب شرب

(Khamr et al., 2012) Nʺ14.15 ʹ23 °35 فدیهه

58° 55ʹ 16.01ʺE 27/12 قنات

Nʺ31.68 ʹ23 °35 فدیهه58° 55ʹ 12.29ʺE 90/12 چشمه

Nʺ27.58 ʹ20 °35 قلعه جوق58° 56ʹ 33.24ʺE 57/10 چشمه قلعه جوق

بینالود

Nʺ36.4 ʹ20 °36 نغندر59° 20ʹ 24.3ʺE 175 چشمه جاده

(Khamr et al., 2012) 20.5 ʹ20 °36 نغندرʺN 59° 17ʹ 56.6ʺE 5/162 آب آشامیدنی

Nʺ05.8 ʹ21 °36 نغندر59° 17ʹ 28.8ʺE 145 چشمه

فریمان

Nʺ41.1 ʹ20 °36 کنگ-نغندر59° 16ʹ 32.9ʺE 156 قنات

(Iranpour Mobarakeh et al., 2012) Nʺ58.7 ʹ19 °36 کنگ-نغندر

59° 14ʹ 59.7ʺE 180 جاده 1چشمه

Nʺ58.5 ʹ19 °36 کنگ-نغندر59° 15ʹ 04.3ʺE 175 جاده 2چشمه

Nʺ04.8 ʹ19 °36 کنگ59° 13ʹ 36.6ʺE 2/205 چشمه گوهری

کاشمر

رودخانه چلپو

منطقه کوهسرخ35° 36ʹ 46.20ʺN 58° 31ʹ 47.65ʺE 4/11-1/127 آب رودخانه

(Ghasemzadeh et al., 2006)

Nʺ57.22 ʹ36 °35 چلپو58° 32ʹ 32.48ʺE 4/11-104 آب آشامیدنی

خوزستان مسجد

سلیمان گلگیر

31° 47ʹ 02.0ʺN 49° 30ʹ 39.0ʺE 279 آب چشمه

(Merzaee et al., 2014)

31° 47ʹ 00.4ʺN 49° 30ʹ 34.0ʺE 700 آب چشمه

31° 47ʹ 00.3ʺN 49° 30ʹ 34.4ʺE 299 آب چشمه

31° 47ʹ 00.0ʺN 49° 30ʹ 34.0ʺE 171 آب چشمه

31° 47ʹ 00.0ʺN 49° 30ʹ 33.0ʺE 146 آب چشمه

31° 46ʹ 59.0ʺN 49° 30ʹ 32.0ʺE 77 آب چشمه

31° 46ʹ 59.0ʺN 49° 30ʹ 31.0ʺE 60 آب چشمه

31° 46ʹ 58.0ʺN 49° 30ʹ 28.0ʺE 104 آب چشمه

Nʺ58.0 ʹ46 °36 دشت زنجان زنجان زنجان48° 30ʹ 28.0ʺE 4/410 آب (Sharafi et al., 2011)

Nʺ28.95 ʹ22 °35 کالته میرزا شاهرود سمنان54° 45ʹ 59.67ʺE 9/221 آّب قنات (Mahmudy Nikou et al., 2012)

سیستان و بلوچستان

زاهدان

29° 28ʹ 27.4ʺN 60° 53ʹ 01.5ʺE 5940 آب چاه

(Atashi et al., 2010)

29° 29ʹ 01.1ʺN 60° 50ʹ 54.5ʺE 5920 آب چاه

29° 27ʹ 45.6ʺN 60° 50ʹ 04.2ʺE 5410 آب چاه

29° 29ʹ 41.1ʺN 60° 51ʹ 56.8ʺE 5760 آب چاه

29° 29ʹ 14.4ʺN 60° 51ʹ 11.0ʺE 6040 آب چاه

29° 29ʹ 27.7ʺN 60° 51ʹ 33.0ʺE 5840 آب چاه

29° 29ʹ 45.7ʺN 60° 53ʹ 22.1ʺE 5660 آب چاه

29° 26ʹ 24.3ʺN 60° 49ʹ 58.5ʺE 5460 چاهآب

29° 29ʹ 44.2ʺN 60° 51ʹ 49.3ʺE 5890 آب چاه

29° 29ʹ 54.3ʺN 60° 52ʹ 11.4ʺE 5860 آب چاه

داراب استان فارس

28° 40ʹ 33.6ʺN 54° 01ʹ 08.6ʺE 1/5 1چاه

(Bahrami and Raese, 2015)

28° 40ʹ 17.0ʺN 54° 03ʹ 01.6ʺE 6/6 2چاه 28° 40ʹ 12.7ʺN 54° 03ʹ 08.0ʺE 2/6 3چاه

28° 45ʹ 12.75ʺN 54° 32ʹ 56.81ʺE 7/12 4چاه 28° 42ʹ 18.2ʺN 53° 57ʹ 10.7ʺE 8/6 5چاه 28° 40ʹ 37.9ʺN 54° 00ʹ 55.1ʺE 3/11 6چاه 28° 40ʹ 23.4ʺN 54° 02ʹ 45.9ʺE 7/14 7چاه 28° 40ʹ 39.0ʺN 54° 01ʹ 49.9ʺE 6/19 8چاه 28° 40ʹ 09.4ʺN 54° 03ʹ 23.8ʺE 2/9 9چاه 28° 41ʹ 48.4ʺN 54° 03ʹ 26.6ʺE 8/14 10چاه


های مختلفدر ايران به تفکيک استان Sbهای آلوده به . توزيع آب6شکل

(2010) Atashi et al.فلزبا بررسی غلظت شبه Sb در آب

خیلی ها را نمونه گیری شده شهر زاهدان، غلظتنمونه هایچاه

گزارش )جهانی بهداشت سازمان استاندارد( مجاز حد از باالتر

مناسب نیست و با شرب مصارف کردند و عنوان نمودند که برای

علتبه و منطقه در فلزات دیگر و کانسارزایی سرب به توجه

غلظت که گفت توانمی بزمان و تفتان آتشفشانی هایفعالیت

هایآب در مجاز( حد برابر 1000 )حدود فلز این بسیار زیاد

منطقه شناسیزمین وضعیت با کامل ارتباط منطقه در زیرزمینی

Sb کانسارزایی از باالیی درجه دارای منطقه طور کلیبه باشد.می

Mousaviباشد می شناسی منطقهزمین آن منشأ آلودگی و بوده

et al., 2018)). Bahrami and Raese (2015در مطالعه تأثیر )

زیرزمینی )آب هایآب آلودگی بر داراب شهرستان زباله دفن محل

سازمان را بیش از حد مجاز استاندارد Sb(، غلظت چاه

بهداشت سازمان میکروگرم بر لیتر( و 6آمریکا ) زیستمحیط

که میکروگرم بر لیتر( اعالم نموده و گزارش کردند 20جهانی )

هاییا فعالیت زباله دفن محل تواندنمی عنصر آلودگی این منشأ

زادزمین زیاد احتمال به Sb باشد، بلکه منشأ در منطقه انسانی

سرچشمه مطالعه مورد منطقه در شیل و آهک سنگ از و است

برداشت آب، اضافه و خشکسالی علتچنین بهاست. هم گرفته

Sbیافته و کاهش ایمالحظه قابل طوربه آب آبخوان ذخیره حجم

این غلظت نتیجه در شده و حل آبخوان آب از تریکم حجم در

در بررسی Sharafi et al. (2011)است. یافته افزایش عنصر

در سمی سنگین فلزات محیطی ناشی اززیست هایآلودگی

1. World Health Organization (WHO)

حضور به توجهدشت زنجان اعالم کردند با زیرزمینی هایآب

دشت به مختلف هایپساب ،مختلف هایکارخانهو متعدد صنایع

زیرزمینی آب منابع رها شده و رودزنجان رودخانه و زنجان آبرفتی

آلوده( Mnو منگنز ) Sb، Crبه عناصر نفوذی هایجریان توسط

( در مطالعات خود نشان2011) .Rahimsouri et alشده است.

رودخانه باالدستاصلی شاخه رسوبات بستر و آب که است داده

در .است آلودگی نوع هر بدون سمی، بالقوه عناصر نظر از درهآغ

متروکه معدن دست دره )پایینآغ رودخانه فرعی شاخه آب مقابل،

رسوبات و Sb و Asسمی بالقوه عناصر نظر باال( از درهآغ آنتیموان

دارند. منشا باالیی آلودگی Hg و Sb، Asعناصر نظر از آن بستر

پشت در شده ذخیره پساب نشت ها ازلودگی آب بعضی چشمهآ

به آب آن نفوذ و درهآغ طالی استحصال واحد باطله سدهای

زاد شود و بعضی دیگر منشأ زمیندست ناشی می پایین هایچشمه

ناشی Sb و As عناصر باالی غلظت با سیاه هایشیل از داشته که

است. شده

در خاک مناطق مختلف Sbغلظت : Sbبا آلودگی خاک

تا 6/100های اطراف معادن از در خاک Sbغلظت متفاوت است.

. سازمان (He, 2007)کند گرم بر کیلوگرم تغییر میمیلی 5045

در خاک را Sb( حداکثر غلظت مجاز WHO) 1بهداشت جهانی

,.Shangguan et al)گرم بر کیلوگرم عنوان کرده است میلی 35

معدن، و معدنکاوی مکان با بررسی پنج ،انگلستان . در(2016

700گیری شد که حدود ها اندازهدر آن مکان Sb کل غلظت

آلودگی به باالی سطح دهنده نشان که گرم بر کیلوگرم بود،میلی


با این .(Flynn et al., 2003)این عنصر و خطر بالقوه آن است

از لحاظ بیولوژیکی pH، در طیف وسیعی از Sbحال این سطح از

غیرقابل دسترس است که نشان دهنده غیرفعال و غیرمتحرک

تر شسته های سطحی خاک است، بنابراین کمدر الیه Sbبودن

تر رسد و بیشهای زیرزمینی میهای زیرین و آبشده و به افق

. (Cooper and Harrison, 2009)تمایل به رسوب در سطح دارد

در خاک، بر روی غلظت کل آن بوده Sbد ها در موراکثر بررسی

تواند نمی Sbولی غلظت کل (Okkenhaug et al., 2011)است

برای گیاهان باشد. مطالعات Sbنماینده غلظت قابل دسترس

انجام شده Sbهای آلوده به بسیار کمی در ایران بر روی خاک

غیر از چهار استان آذربایجان غربی، همدان، اصفهان واست. به

ای در این زمینه صورت ها مطالعهخراسان رضوی در سایر استان

( نشان دهنده مطالعات انجام شده بر روی 7نگرفته است. شکل )

و مختصات دقیق این نقاط Sbآلودگی خاک چندین استان به

( ارائه شده است. مطالعه در زمینه 8همراه با نام منطقه در جدول )

یی مانند زنجان، کردستان، هادر استان Sbآلودگی خاک به

خراسان جنوبی و سیستان و بلوچستان بسیار ضروری است چرا

بوده که آلودگی منابع آب و Sbها دارای معادن که این استان

کند.ناپذیر میها را اجتنابخاک در این استان

گرم بر کيلوگرم( ميلی 35 ≥های مناطق مختلف )ها و شهرستانفکيک استانهای ايران به تدر خاک Sb. غلظت کل 8جدول

نمونه مختصات جغرافیایی منطقه/آبادی شهرستان استانگرم )میلی Sbغلظت

بر کیلوگرم( منبع

تکاب آذربایجان غربی

درهآغ36° 39ʹ 42.25ʺN 47° 01ʹ 25.05ʺE 8118 دامپ باطله ناحیه جنوبی

(Mousavi et al., 2015) 36° 40ʹ 01.40ʺN 47° 00ʹ 45.78ʺE 6306 دامپ باطله ناحیه شمالی

آبخیز حوضه

ساروق رودخانه

36° 35ʹ 17.39ʺN 47° 05ʹ 27.57ʺE 31/772 رسوبات رودخانه

(Hatefi et al., 2018)






دره باالآغ


(Rahimsouri et al., 2013)




درهآغ-زرشوران

36° 40ʹ 29.0ʺN 47° 02ʹ 28.5ʺE 95 رسوبات رودخانه

(Mousavi et al., 2018)



















Nʺ04.37 ʹ31 °32 ایرانکوه اصفهان اصفهان51° 37ʹ 46.68ʺE

زمین زراعی اطراف معدن گوشفیل

23/57 (Davodifard et al., 2012)

نیشابور خراسان رضوی

ارغش )چشمه زرد(

35° 51ʹ 56.09ʺN 58° 34ʹ 13.82ʺE 92 خاک (Ghasemzadeh and

malekzadeh shafaroudi, 2011)

Nʺ50.24 ʹ36 °35 چلپو58° 32ʹ 31.85ʺE 4/74 خاک

(Mahmudy Gharaei et al.,

2013)

معدن آهنگران مالیر همدان34° 10ʹ 31.27ʺN 48° 59ʹ 40.40ʺE 7/149 خاک (Mehrabi et al., 2015) 34° 10ʹ 41.17ʺN 49° 00ʹ 00.49ʺE 141 خاک (Khodaei, 2009)


های مختلفبه تفکيک استان Sbهای آلوده به . توزيع مکانی خاک7شکل

Hatefi et al. (2018 )هایبا مطالعه رسوبات رودخانه

دره که در آغ-ویژه منطقه زرشورانساروق به رودخانه آبریز حوضه

غربی واقع بوده، آذربایجان استان شرقی جنوب شمال تکاب و در

رسوبات این حوزه نشان دهنده 80گزارش نمودند که بیش از %

هایفعالیت از که در بعضی مناطق متأثر Sbشدید به آلودگی

بودن باال دلیلزاد( است. در این منطقه بهکاوی )انسانمعدن

زرشوران آرسنیک-طال معدن )معدن نظر سازی، ازکانی پتانسیل

از کمی درصد دره( غنی بوده وآغ آنتیموان-طال معدن و

و شناسیزمین عوامل این منطقه مربوط به Sbهای آلودگی

است. البته با دور شدن از دگرسانی و هیدروترمالی فرایندهای

هایآب با رقیق شدن میزان آلودگی دلیلمنشأ آلودگی به

سمی بالقوه یابد. عناصرمی کاهش رسوبات در Sb میزان غیرآلوده،

مانند خاص شرایط تحت آب در توانند مجدداًمی رسوبات در

آبزیان حالتی چنین در و شوند معلق رواناب و بارش جریان، افزایش

گیرند. نتایج بررسی رسوبات می قرار عناصر این معرض در

.Mousavi et alدره توسط آغ-زرشوران منطقه در ایآبراهه

، Cu ،Pb(، Znروی ) غلظت فلزات سنگین که داد نشان (2018)

As ،Sb، Cd و ( بیسموتBi) در ایآبراهه رسوبات هاینمونه در

تراین عناصر بیش غلظت جهانی باالست. منشأ میانگین با مقایسه

و هاها، دگرسانیسازیکانی با ارتباط در بوده و زاد()زمین طبیعی

مفهوم این به است، عناصر مزبور با غلظت باالی های پوستهسنگ

سنگین فلزات غلظت افزایش باعث پوسته، هایسنگ فرسایش که

یاد عناصر افزایش غلظت به منجر و شده هاآب به هاورود آن و

گشته سازیکانی مراکز از دور و منطقه جنوبی هایدر بخش شده

آرسنیک-طال معادن در معدنی هایفعالیت چنین وجوداست، هم

، Asغلظت عناصر افزایش در نیز درهآغ آنتیموان-طال و زرشوران

Sb،Pb ، Zn و Cd نبوده تأثیربی منطقه این ایرسوبات آبراهه در

توان گفت که علت آلودگی منابع آب و خاک است. در حقیقت می

"دختر-ارومیه"های وجود دو سازند آتشفشانی به نام Sbکشور به

که از شمال غرب کشور تا جنوب شرق آن کشیده شده است و

های شرقی ناست که استا "شرق کشور"دیگری سازند آتشفشانی

(. هر دو 8)شکل (Rahimsouri et al., 2011)سازد را متأثر می

این سازندها غنی از فلزات سنگین هستند که اکثر معادن ایران

اند.نیز روی همین سازندها قرار گرفته

های خراسان رضوی و آذربایجان غربی که غیر از استانبه

قرار گرفته است ها مورد بررسیدر آن Sbآلودگی آب و خاک به

در شهرستان تکاب Sbترین مطالعات مربوط به آلودگی )بیش

استان آذربایجان غربی انجام یافته است(، در برخی نقاط

های اصفهان و همدان نیز فقط آلودگی خاک مورد مطالعه استان

های خوزستان، سیستان و ( و در استان7قرار گرفته )شکل

صورت موردی ان فقط بهبلوچستان، فارس، سمنان و زنج

صورت گرفته است )شکل Sbهای آلوده به مطالعاتی بر روی آب

های مرکزی، یزد و کرمان که بر روی کمربند (. در استان8

ای درباره اند، هیچ گونه مطالعهدختر واقع شده-آتشفشانی ارومیه

طور انجام نگرفته است و همین Sbآلودگی منابع آب و خاک به

خراسان جنوبی که متأثر از سازند آتشفشانی شرق برای استان

نظر ضروری به Sbکشور است، مطالعات در مورد آلودگی

رسد.می


Sbدختر و شرق کشور بر آلودگی منابع آب و خاک کشور به -. تأثير سازند آتشفشانی اروميه8شکل

تأثير فاکتورهای خاکی بر قابليت دسترسی گياهان

در خاک نسبتاً Sbدر مقایسه با دیگر عناصر کمیاب، : Sbبه

متحرک بوده و بنابراین احتمال ورود آن به زنجیره غذایی از طریق

. از فاکتورهای خاکی (Tschan et al., 2008)تر است گیاهان بیش

توان به ماده آلی، شرایط می Sbموثر بر قابلیت دسترسی گیاه به

ها و غیره اشاره کرد. اهمیت مواد ، حضور انواع کانیpHریداکس،

های معدنی هومیکی مخصوصاً اسید هومیک خاک در تبدیل گونهIIISb مثل های با سمیت کمبه گونهVSb چنین کاهش و هم

گزارش Sbز طریق تشکیل کمپلکس بین خاک و ا Sbتحرک

Sbداری بین . همبستگی معنی(Steely et al., 2007)شده است

ها و رسوبات و ماده آلی در خاک 4HPO2Naگیری شده با عصاره

طور خاصی جذب تواند بهمی Sbآلوده نشان دهنده آن است که

روی مواد آلی ممکن است Sbمواد آلی خاک گردد. جذب ضعیف

ها روی مواد آلی مخصوصاً در شرایط آنیونعلت جذب اکسیبه

VSb. گزارش شده که جذب ( et alEttler ,.2007)اسیدی باشد

در اثر کاربرد آهک کاهش pHوسیله اسید هومیک با افزایش به

,Klitzke and Lang) شودمی Sbیافته و منجر به افزایش تحرک

2009) .Shtangeeva et al. (2014) گزارش کردند که با افزودن

در خاک Sbکننده به خاک، تحرک عنوان اصالحکود مرغی به

افزایش یافته و در نتیجه جذب و انتقال آن از ریشه به بخش

در خاک تابعی از توزیع Sbگردد. تحرک تر میهوایی گندم بیش

های سرعت در آببه VSbبه IIISbهای آن است. اکسیداسیون گونه

هیدروکسیدهای آهن و منگنز طبیعی و خاک در حضور اکسی

ولی مکانیسم آن مشخص (Belzile et al., 2001)افتد اتفاق می

چنین مطالعات، جذب . هم(Johnson et al., 2005)نیست

ها را آپاتیت( یا هیدروکسیHAتوسظ اسید هومیک ) Sbسطحی

,.Buschmann and Sigg, 2004; Leyva et al)است نشان داده

تر است و در خیلی قوی IIISb. عموماً جذب سطحی (2001

افتد. با توجه به اتفاق می VSbنسبت به pHتری از محدوده وسیع

ها به ، اندوسل VSbهای آمورف در جذب سطحی اهمیت کانی

های آمورف، ظرفیت باالیی برای جذب دلیل غنی بودن از کانی

نقش کمی در pHدهند. از خود نشان می VSbسطحی

Alloway. (Takahashi et al., 2010)دارد Sbسازی متحرک

شدت توسط به 7تر از های کمpHدر VSbگزارش داد که (2012)

سرعت های باالتر بهpHهماتیت جذب سطحی شده ولی در

-شود در حالی که گونه غالب محلول واجذب می6Sb(OH) .است

Sbسميت و اثرات اکولوژيکی ثابت شده که مولکول بر جامعه ميکروبی خاک: Sbتأثير

(، Escherichia coliها )وسیله باکتریتواند بهمی Sb(OH)3خنثی


( و پروتوزواها Saccharomyces cerevisiaeمخمرها )

(Leishmania major وLeishmania tarentolae از طریق )

های خانواده هایی از پروتئین)زیرگروه 1هاآکواگلیسیروپورین

های کوچک و بدون بار را آکواپورین که آب، گلیسرول، مولکول

کنند( جذب شود. بنابراین امکان دارد که منتقل می

نقش داشته باشند. Sb(OH)3ها در جذب آکواگلیسیروپورین

زیست،محیط در تغییر و تحول ریزجانداران خاک اهمیت خاطربه

ایاهمیت ویژه هاانواع آالینده به میکروبی جامعه پاسخبررسی

فلزات آلودگی خاک به اند کهداده نشان متعدد دارد. مطالعات

پارامترهای بر نامطلوب اثرات به منجر تواندمی تنهانه سنگین

تعدادی تغییر باعث بلکه شود، آن عملکرد و گیاه مختلف کیفی

میکروبی، جامعه ساختار ویژهبه خاک، میکروبی پارامترهای از

آنزیمی نیز هایفعالیت میکروبی، بیومس میکروبی، فعالیت

در بررسی Wang et al. (2011). (Xiao et al., 2019)شود می

تر بر روی جامعه میکروبی خاک عالوه بر تایید سمیت بیش Sbاثر IIISb نسبت بهVSb هایرشد جمعیت مهارکنندگی میزان

اکتینومیست <ها قارچ <باکتری صورتبه را Sbتوسط میکروبی

را بر روی IIISb بازدارندگی ترین اثراتگزارش نمودند؛ بیش

ز پروتئا اسیدی و فسفاتاز آز،میکروبی اوره هایآنزیم فعالیت

های میزان حساسیت گونه .(Wang et al., 2011)کردند گزارش

An and Kim (2009)متفاوت است. Sbمختلف ریزجانداران به

ها، گزارش کردند که عالوه بر بر روی باکتری Sbدر بررسی اثرات

و 2های استرپتومایسس آرئوسکاهش میزان رشد، باکتری

حساسیت Sbبه 4در مقایسه با ایشرشیا کولی 3باسیلوس سابتیلس

اثر بازدارندگی، 50الزم برای ایجاد % Sbتری دارند و میزان بیش

ایشرشیا کولی، باسیلوس سابتیلس و استرپتومایسس های باکتری

گرم بر لیتر است. از میلی 8/15و 4/18، 555ترتیب آرئوس به

آزگیری شده، فعالیت آنزیم اورهآنزیمی اندازه هایمیان فعالیت

هاآنزیم سایر به فعالیت و دهیدروژناز نسبت( نیتروژن چرخه)

دی وکوزیداز، فلوروسینگل-سولفاتاز، بتا )فسفاتاز اسیدی، آریل

تری دارد و باتوجه به بیش حساسیت Sb هیدروالز( به سیتات

تواند اثر سوء بر این چرخه آز در چرخه نیتروژن میاهمیت اوره

بعضی از در مقابل، .(An and Kim, 2009)داشته باشد

از Sb حذف را در سولفات احیا کننده توانایی باکتری دانشمندان

Sbهای باالتر طور تحمل غلظتو همین (Cen et al., 2007) آب

گزارش نمودند. را ( et alLuo ,.2014) 5توسط پروتوباکتریا

هایهمه محیط در حضور دلیلآربوسکوالر به میکوریزا هایقارچ

1. Aquaglyceroporins 2. Streptococcus aureus

3. Bacillus subtilis

آلوده به هایخاک اصالح به کمک برای بالقوه توان دارای خاکی

اما بعضی منابع .هستنداندوز عنوان عوامل بیشفلزات سنگین به

آربوسکول را با افزایش میزان میکوریزا هاینیز کاهش تنوع قارچ

Sb گزارش نمودند(Wei et al., 2015) .

های خاکی یکی از کرمبر جانوران خاک: Sbتأثير

مهرگان در خاک هستند و برای عملکرد مطلوب ترین بیفراوان

( و He et al., 2019باشند )های خاک ضروری میاکوسیستم

بینی قابلیت های بیولوژیکی برای پیشعنوان شاخصمعموالً به

روند و یک جزء مهم کار میدر خاک به Sbزیستی دسترسی

Nannoni andروند )شمار میارزیابی خطر اکولوژیکی به

Protano, 2016آوری شده از مناطق (. در دو نوع کرم خاکی جمع

های در نمونه Sb، غلظت 6شمال کوزووآلوده به فلزات سنگین در

گرم بر میلی 77/0با متوسط 1/1تا 54/0آوری شده )جمع

آوری شده از های جمعداری بیش از نمونهطور معنیکیلوگرم( به

گرم میلی 19/0و مقدار متوسط 65/0تا 04/0مناطق غیرآلوده )

خاکی های هر دو نوع کرم در بافت Sbبر کیلوگرم( بود. غلظت

شود قابل استخراج خاک متأثر می Sbداری از جزء طور معنیبه

(Nannoni et al., 2011متوسط تجمع .) زیستی در مناطق معدنی

براساس وزن خشک Sbمیکروگرم بر کیلوگرم 30400آلوده به

میکروگرم بر کیلوگرم براساس 5200زی و مهرگان خاکدر بی

میکروگرم بر کیلوگرم 2300زی و مهرگان آبوزن خشک در بی

Acridaها و )براساس وزن خشک در دوزیستان بود. گرچه ملخ

chinensisو کرم )( های خاکیPheretima aspergillum )

3200ترتیب زیگوانگشان به Sbآوری شده از نزدیک معدن جمع

میکروگرم بر کیلوگرم براساس 43600± 47700و ±17300

(. در Fu et al., 2011را داشتند ) Sbوزن خشک باالترین مقدار

ای از خانواده )گونه Gammarus fossarumای مطالعه

amphipod) ها زیستی و اثرات سمی آالیندهبرای بررسی تجمع

صورت طبیعی مورد ارزیابی قرار گرفت. های آبی بهدر محیط

استراز و غلظت کل پروتئین کولینهای بیولوژیکی استیلپاسخ

داری تحت تأثیر قرار گرفت. در کل، فلزات طور معنیمحلول به

عنوان ممکن است به G. fossarumهای محلول موجود در بافت

Marijicهای آبی باشد )عالمت هشدار اولیه اثر فلزات در محیط

et al., 2016 ثابت شده که .)peregrinabunda Fridericia تر حساس بیش Sbهای خاکی به ای( نسبت به کرمهای کوزه)کرم

)غلظتی که در آن نصفی از موجودات مورد آزمایش 50LCاست،

ساعت 48مدت به Sbروند( بعد از قرارگیری در معرض از بین می

4. Escherichia coli 5. Proteobacteria

6. Kosovo


شود که گرم بر کیلوگرم است این موضوع باعث میمیلی 446

های مورد آزمایش خوبی برای سنجش ای نمونههای کوزهکرم

های خاکی (. فعالیت کرمAn and Yang, 2009باشند ) Sbسمیت

طور قابل توجهی شود، بهکه موجب افزایش حاصلخیزی خاک می

(. قرارگیری در Baek et al., 2014یابد )کاهش می Sbوسیله به

های خاکی شده و به مرگ موجب کاهش وزن کرم Sbمعرض

های در بافت بدن کرم Niو Sb ،Asشود. غلظت ها منتهی میآن

ها در آن Sbزیستی برای خیلی پایین است و فاکتور تغلیظخاکی

های (. در موشSanderson et al., 2014است ) 1/0-32/0بین

)داروی مورد استفاده برای درمان MA1صحرایی پس از تیمار با

بر کیلوگرم وزن تر بدن در روز VSbگرم میلی 300لیشمانیوز( )

سه هفته پس از یک ساعت و 24مدت صورت زیرپوستی( بهبه

مانده بود و در ترین غلظت باقیروزه، طحال دارای بیش 21دوره

ها، غده تیروئید و کبد قرار داشتند. های بعدی استخوانرتبه

سرعت روز پس از تیمار به 21ها در مدت در کلیه Sbغلظت

Sbنقش مهمی در کاهش غلظت Sbها با دفع کاهش یافت. کلیه

(. Coelho et al., 2014داشتند )

خاک 2گیاهان عموماً نسبت به فون بر گياهان: Sbتأثير

در Sbهای زیاد که غلظتویژه اینتر هستند بهمقاوم Sbبه ها دیده های اطراف معادن و در گیاهان رشد کرده در آنخاک

عنصری غیرضروری برای Sb. (Tschan et al., 2009)شود میتواند ، ولی می(Baroni et al., 2000)گیاهان و حیوانات است

Maciaszczyk-Dziubinska)آسانی توسط گیاهان جذب شود به

et al., 2012; Tschan et al., 2009) سمیت .Sb مقدار زیادی بههای طوری که گونههای شیمیایی آن مربوط است بهبه گونه

,.Tisarum et al)تر هستند های آلی سمیمعدنی آن از گونه

واکنش با Sbرسد که دلیل اصلی سمیت نظر می. به(2015چنین ممکن است ها باشد و همهای عملکردی تیول پروتئینگروه

,.Tschan et al)های بیولوژیکی شود جایگزین فسفر در واکنش

2009) .Sb گرم بر کیلوگرم در میلی 10های باالتر از در غلظت-Kabata)گردد ت میوزن خشک گیاهان باعث بروز اثرات سمی

Pendias, 2010) .Markert (1996) متوسط غلظتSb موجود درگرم بر کیلوگرم وزن خشک گیاهان گزارش میلی 1/0گیاهان را

تر مورد مطالعه قرار گرفته در گیاهان کم Sbکرد. اثرات سمی اند که این عنصر ولی مطالعات نشان داده (Sun et al., 2000)است

هوایی، کاهش تعداد و طول ریشه، کاهش رشد بخش تواند درمیو کاهش میزان IIممانعت از سنتز کلروفیل، اثر بر فتوسیستم

جایی که . از آن(Pan et al., 2011)فتوسنتز نقش آفرین باشد های جذب آن توسط گیاهان و مکانیسم Sbرفتار بیوژئوشیمیایی

1. Meglumine antimoniate

مشابه با Sbزیاد مشخص نیست و فرض بر این است که جذب های ( تالش کردند تا تفاوت2016) .Ngo et alاست، لذا Asجذب

( Raphanus sativusفلز را با استفاده از تربچه )جذب این دو شبهآشکار سازند، این محققین با استفاده از خاکی که آلودگی متفاوتی

های تربچه در ریشه Asداشت، نشان دادند که تجمع Asو Sbبه از Sbاست در حالی که Sbبرابر( از 5/2-21ر )تخیلی بیش

5/2های هوایی منتقل شده و انتقال آن تقریباً ها به بخشریشهکه گیاهان مختلف اندبود. تحقیقات نشان داده Asتر از برابر بیش

های خود تفاوت داشته اما با افزایش در بافت Sbدر توانایی انباشت های انواع گیاهان افزایش در محیط، غلظت آن در بافت Sbغلظت

. از طرف دیگر، با افزایش غلظت (Tschan et al., 2008)یابد میSb در گیاهان، فرایندهای فیزیولوژیک مختلف تحت تأثیر قراردر گیاهان و Sbهای زیاد گیرند. از جمله آثار منفی غلظتمی

زنی و کاهش گیاهی، جوانه تودهسمیت ناشی از آن، اثر روی زیستهای سیترات، . آنیون(He and Yang, 1999)رشد گیاهان است

ماالت و اگزاالت در انتقال فلزات از طریق آوند آبکش و انباشت و و (Naderi et al., 2012)مشارکت دارند ها در واکوئلذخیره آن

نقش داشته Sbتوانند در تحمل به فلزات سنگین از جمله میتواند شند. مشخص شده است که در گیاهان مقدار این عنصر میبا

در برگ Sbبیش از مقدار موجود آن در خاک باشد. حد معمولی Tschan)گرم بر کیلوگرم است میلی 10-27درختان در محدوده

et al., 2008). هایی که در مقدار این عنصر در درختان و درختچهگرم میلی 7-15میزان نمایند بهزیاد رشد می Sbهای دارای خاک

چنین . هم(Tschan et al., 2008)رسد بر کیلوگرم هم میگرم بر کیلوگرم نیز در گیاهانی که میلی 110-900های غلظت

های های ذوب فلز و معادن حاوی کانیدر نواحی دارای کارخانهSb کنند، گزارش شده است و سرب رشد می(Murciego et al.,

2007) .Ainsworth et al. (1990) گیری غلظت با اندازهSb در Sb، نشان دادند که جذب Sbگیاهان رشد کرده در خاک آلوده به

تر از جذب آن از طریق ریشه گیاه صورت از سطح برگ بیشگیرد. نتایج یک آزمایش گلدانی نیز نشان داد که تفاوتی بین می

گیاهان رشد کرده در خاک غیرآلوده و گیاهان رشد کرده در خاک . (Ainsworth et al., 1990)وجود ندارد Sbآلوده از لحاظ غلظت

باشد، توسط گیاهان تأثیرگذار می Sbاز دیگر عواملی که بر جذب دارای خصوصیات Sb. (Pilarski et al., 1995)شوری است

نظر طوری که به( است بهPو فسفر ) Asشیمیایی مشابهی با رسد گیاهان این سه عنصر را با سازوکار مشابهی جذب میحالت Sbتواند با می P. (Lintschinger et al., 1998)کنند می

توسط گیاه تأثیر داشته Sbآنتاگونیستی ایجاد کرده و بر جذب های اکسیداتیو ع مواد سمی در گیاه سبب ایجاد تنشباشد. تجم

2. Fauna


های زیاد، بر رشد و عملکرد گیاهان اثرهای شود و در غلظتمیهای اکسیژن گذارند و سبب آزاد شدن رادیکالمنفی بر جای می

فعال نظیر رادیکال هیدروکسیل، سوپراکسید و پراکسیدهیدروژن گذاشته و با ایجاد در گیاه شده و بر ساختار غشاء سلولی تأثیر

های غشایی سبب اختالل در فرایندهای مختلف سلولی آسیب VSb. گرچه مکانیسم جذب ( et alArtetxe ,.2002)گردند می، ولی (Filella et al., 2007)وسیله گیاهان ناشناخته است به

-ها )غیرمحتمل است که آنتیمونات6Sb(OH)دلیل دارا بودن ( به

ها )منافذ آبی( عبور کنند.از طریق آکواپورینبار منفی بتوانند

Tschan et al. (2008) گزارش کردند که فسفات بر جذبگذارد، این امر آنتیمونات در گیاهان آفتابگردان و ذرت تأثیر نمی

های از طریق انتقال دهنده Asبرخالف Sbدهد که نشان می. (Gulz et al., 2005)شود فسفات جذب این گیاهان نمی

آنتیمونات در غلظتی چندین برابر غلظت محلول خاک توسط شود که نشان دهنده جذب آنتیمونات با گیاهان جذب می

های آنتیمونات از مسیرهای غیرانتخابی است، احتماالً عبور یونهای بیرونی ریشه از استوانه مرکزی توسط مانع جدا کننده قسمت

. با این (Tschan et al., 2009)شود های آوندی تسهیل میدستههای ها و گونه، جمعیتSbهای آلوده به حال، در بسیاری از خاکهای خوبی در خاکتوانند بهشود که میگیاهی مقاوم دیده می

رشد کنند. گروهی از این گیاهان با جذب و انباشت Sbآلوده به های خاصی اثر سمیت های خود، با مکانیسماین عنصر در بافت

Pan . (Rascio and Navari-Izzo, 2011)کنند خنثی میآن را

et al.(2011 با بررسی تأثیر )Sb بر رشد و نمو گیاه ذرت و فعالیتاکسیدان، عنوان کردند که با افزایش سطوح های آنتیبرخی آنزیم

Sb طوری که ضریب یابد بهتجمع این عنصر در گیاه افزایش میبود و همین امر 05/2ی بیش از از ریشه به بخش هوای Sbانتقال

( و کاهش فعالیت CATموجب افزایش فعالیت آنزیم کاتاالز )( در SOD( و سوپراکسید دیسموتاز )PODهای پراکسیداز )آنزیم

Jamaliگرم بر کیلوگرم گردید. میلی 50های بیش از غلظت

Hajiani et al. (2016) با بررسی گیاهTanacetum

polycephalum 7/1697عنوان کردند که این گیاه قادر است های هوایی خود تجمع دهد، را در بخش Sbگرم بر کیلوگرم میلی

تر از این در حالی است که مقدار این عنصر در ریشه خیلی بیشرو نتیجه گرفتند که این گیاه دارای بخش هوایی است، از این

تواند باشد و میمی Sbمقاومت و قابلیت جذب نسبتاً باالیی برای -Álvarezاستفاده شود. Sbبرای پاکسازی مناطق آلوده به

Ayuso et al. (2012 ) در بررسی توزیعSb ،As وPb در خاک وهای گیاهان منطقه کشاورزی اسپانیا که تحت تأثیر فعالیت

1. Immunoglobulins 2. Immunoglobulin G (IgG)

3. Immunoglobulin A (IgA)

Asو Sbکاری گذشته قرار داشت، نشان دادند میزان سرب، معدنتر ها در خاک کشاورزی بیشابل تحمل آنتا حد زیادی از میزان ق

Fragaria vesca، Plantago) دارویی گیاهان از بود. بعضی

major،Tussilago farfara ، Veronica officinalis، Taraxacum officinale، Plantago media و Primula elatior )

در را Sbگرم بر کیلوگرم میلی 920 تا 10 هایغلظت قادرندبرخی از این .(Pardo et al., 2003) دهند تجمع خود هایبافت)با جذب و Sbانباشتگر عنوان بیشتوانند بههای گیاهی میگونه

گرم بر کیلوگرم( محسوب شوند. میلی 1000تجمع بیش از صورت گرفته Sbاندوز تحقیقات بسیار اندکی درباره گیاهان بیش

های سازش گیاهان درباره مکانیسمهای کمی رو یافتهاست از اینهای های باالی این عنصر و توانایی انباشت آن در بخشبه غلظت

. (Jamali Hajiani et al., 2016)مختلف این گیاهان وجود دارد و انتقال Sbبنابراین شناسایی گیاهانی که قادر به جذب مقدار زیاد

دار است. های هوایی هستند از اهمیت زیادی برخورآن به بخشهای ای برای بررسی مکانیسمشناسایی چنین گیاهانی زمینه

ها به این عنصر در شرایط فیزیولوژیکی جذب و مقاومت آنتواند در تبیین مسائل کند که میمحیطی و آزمایشگاهی فراهم می ناشناخته در این مورد مهم باشد.

بر سالمتی انسان Sbاثرات مقدار زیادی وابسته به استفاده هب Sbقرارگیری انسان در معرض

Sbهای صنعتی حاوی گسترده از منابع طبیعی آلوده و فراورده

کودکان توسط تواندمی Sb بر این،(. عالوهHe et al., 2019است )

سمی متصاعد شونده حاوی هیدریدهای و مصنوعی هایپارچه از

Sb ها جذباز وسایل خواب بچه ( شودBelzile et al., 2011).

های مختلف هایی که از فعالیتذرات موجود در هوا و آئروسل

گیرند، از منابع مهم نشأت می Sbانسانی و منابع طبیعی حاوی

(. Fort et al., 2016هستند ) Sbقرارگیری انسان در معرض

نشانگرهای ایمنی گارگران کارخانه تولید شیشه، تولید

د پالستیکی نشان داده که اکسید و کارخانه تولید مواتریآنتیموان

هستند و سطوح Sbاین افراد در معرض قرارگیری

( IgE4و IgG2 ،3IgAسرم ) 1هایایمونوگلوبولین

های بدن ها وظیفه جلوگیری از عفونی شدن بافت)ایمونوگلوبولین

,Wu and Chenداشت ) Sbرا بر عهده دارند( همبستگی منفی با

در کارگرانی که در ارتباط ژنی و سمیت DNA(. آسیب به 2017

El Shanawanyاکسید هستند، ثابت شده است )تریبا آنتیموان

et al., 2017ترکیبات .) Sb جان توسط هاآن معرفی زمان از

4. Immunoglobulin E (IgE)


بیماری دو چهاردهم برای درمان کیمیاگر در قرن 1راپسیسای

استفاده دارو نیز عنوانبه ،3شیستوزومیوز و 2لیشمانیوز انگلی

حال، این عنصر عامل اصلی با این .(McCallum, 1999) اندشده

علت 4کبدی ها نیز شناخته شده است. سیروزبسیاری از بیماری

صورت که به چین، بعضی از مناطق Sbکارگران معادن مرگ اصلی

اند، گزارش شده است گرفته قرار Sb معرض در مدت طوالنی

. تعدادی از بیمارهای ناشی از (Cen et al., 2007)( 9)شکل

( ارائه شده است.9در انسان در جدول ) Sbقرارگیری در معرض

ها در هوای گرم معمول بوده و . اين لکهSbهای . الف( لکه9شکل

شوند. ب( فرايند تشکيل سرعت پس از دست کشيدن از کار ناپديد میبه

در ريه يک کارگر )واکنش خفيف به گرد و غبار( Sbذرات سولفيد

(McCallum, 2005).

در انسان Sbهای ناشی از . بيماری9جدول

منبع نام بیماری ردیف

(Asante-Duah, 2017) های قلبیبیماری 1

اثرات تنفسی 2

(Sundar and

Chakravarty, 2010)

عروقی-اثرات قلبی 3

اثرات گوارشی 4

پوستی اثرات 5

اثرات باروری 6

زاییسرطان 7

سمیت ژنتیکی 8

Sbهای آلوده به های اصالح خاک و آبروش

سمیت با هاییگونه به Sbتغییر فرم دلیل تواناییها بهمیکروب

باالیی روند، از پتانسیلمی بین از ترهایی که راحتیا گونه ترکم

عناصر سنگین از جمله آلوده بههای و آب پاالیی خاکزیست برای

1. John of Rupescissa 2. Leishmaniasis

3. Schistosomiasis

4. liver cirrhosis 5. Bioremediation

6. Sulfate-Reducing Bacteria (SRB)

Sb برخوردار هستند(Luo et al., 2014)های مقرون . یکی از روش

Sbهای آلوده به آب 5پاالیی، زیستSbبه صرفه کاهش غلظت

) et alZhang ,.است 6های احیا کننده گوگردتوسط باکتری

گرم میلی 50ها توانایی تحمل حداقل غلظت . این باکتری(2016

نبوده، و میزان VSbرا دارند ولی قادر به احیا آنزیمی Sbیتر بر ل

ها نیز ناچیز است؛ اما با این توده میکروبی آنجذب توسط زیست

را به فرم نامحلول سولفید IIISbتوانند در حضور گوگرد، وجود می

دهند 7در آورده و رسوب pH =5-8( در محدوده 3S2Sbآنیتموان )

. (Zhang et al., 2016)از آب شوند Sbبدین ترتیب باعث حذف

ها در حضور سولفید هیدروژن تولید شده در حقیقت این باکتری

، Znتواند رسوب سولفید فلزات سنگین از جمله از سولفات می

Cd وSb های آبی تشکیل دهند در محیط(Pagnanelli et al.,

2003; Zhang et al., 2016). ها مثل بعضی از جلبکSargassum

muticum حذف نیز از توانایی باالیی برایIIISb صورت به

های آبی برخوردار هستند در محیط 8زیستیجذب

(Ayangbenro and Babalola, 2017)ریداکس . فرآیندهای

انتقال و ، تحرکSbهای گونه مستقیم طوربه توانندمی میکروبی

کاهش مطالعات متعددی .کنندزیست کنترل محیط ها را درآن

را توسط VSbبه IIISb بیولوژیکی در اثر اکسیداسیون Sbسمیت

اند. کرده ها و سایر ریزجانداران را گزارشها و جلبکسلول باکتری

شناسایی Sbاندوز برای تا به امروز، تعداد بسیار اندکی گیاه بیش

,Achillea ageratumهای سرخس هستند )شده که اکثراً از گونه

Pteris cretica, Cretan brake fern )(Wei et al., 2015) که

برای مناطق خشکی مثل ایران کارایی چندانی ندارند. جدول

ای از این مطالعات را ارائه کرده است. ( خالصه10)

Sbمتيله شدن

این شبه فلز در سمیت و بر سرنوشت Sb میکروبی تغییرات

از استفاده با هامیکروب .گذارد می تاثیر زیست محیط

مانند Sb از غنی هایمحیط در رشد برای مختلف هایاستراتژی

IIISb اکسیداسیون و IIISb متیالسیون ،VSbاحیا ، IIISbخروجی

Sb. متیله شدن (Li et al., 2016)کردند مقابله Sb سمیت با

زیستی آن تأثیرگذار تواند بر تحرک، سمیت و تجمعمعدنی می

( بیان 2019) .He et al(. با این حال Jenkins et al., 1998باشد )

زدایی نسبت به فرایند سمیت Sb 9زیستیشدنکردند که متیله

مقدار خیلی تر و بهبا سرعت خیلی کم Sbتواند اتفاقی باشد زیرا می

شود. ترتیب کلی های آزمایشگاهی متیله میدر محیط Asتر از کم

7. Bioprecipitation 8. Biosorbent

9. biomethylation


(:He et al., 2019بدین صورت است ) Sbهای سمیت گونه (IIISbآنتیمونیت ) >( VSbآنتیمونات ) >های متیله شده( )گونه Sbهای آلی گونه

زدایی سلولی در عنوان یک مکانیسم سمیتزیستی بهتجمع

های سمی تواند گونههای زنده )به جز پستانداران( میسیستم

(IIISbرا به گونه )دی، یا تری-تر )مونوا سمیت کمهایی ب ،-

متیله Sb های(. گونهGebel, 1997آنتیموان( تبدیل نماید )متیل

آب شیرین، هایآب رسوبات، زباله، گاز فاضالب، خاک، در شده

اند شده شناسایی 1زنده هایسیستم و گرمایی زمین هایآب دریا،

(Wilson et al., 2010). های کشت خالص ها در محیطاین یافته

اند. ها و توسط کشت گیاهان تأیید شدهها، قارچو مخلوط باکتری

در اکثر موارد ریزجانداران واسط اصلی در فرایند متیله شدن

صورت مرحله به Sbهستند. فرایند متیله شدن زیستی Sbزیستی

آنتیموان و متیلآنتیموان به دیبه مرحله از مونومتیل

(. در کل He et al., 2019افتد )اتفاق میآنتیموان متیلتری

Sbزدایی جزئی از فرایندهای سمیت Sbفرایندهای متیله شدن

توانند در اصالح منابع آب و خاک آلوده به روند و میشمار میبه

کار گرفته شوند.

های آبی و خاکیدر محيط VSbبه IIISb. شرايط و نوع ريزجانداران تبديل کننده 10جدول

منبع اهمیت محیط/سیستم گونه ریزجانداران نوع

باکتریAcinetobacter sp. Comamonas sp. Stenotrophomonas sp. Variovorax sp.

خاکهای معادن طریق زدایی ازسمیت

VSbبه IIISbاکسیداسیون

(Li et al., 2013; Sun et

al., 2016)

Microcystis سیانوباکتریاشرایط های آبی، تحت محلول

(pH=5/2-6/2آمایشگاهی ) VSb (Sun et al., 2011)زیستی جذب

Stenotrophomonas باکتریPseudomonas

باطله معادن

(2/7-9/5=pH) VSb (Hamamura et al., 2013)به IIISbاکسیداسیون

باکتری

جلبک

Agrobacterium tumefaciens Cyanidiales

VSb (Lehr et al., 2007)به IIISbاکسیداسیون pH=6 محیط کشت

باکتریHydrogenophaga

taeniospiralis Variovorax paradoxus

VSb (Terry et al., 2015)به IIISbاکسیداسیون رسوبات معدن استیبنایت

(Manzano et al., 2013) و تجمع آن IIISbبه VSbاحیا Leishmaniaدرون سلول Leishmania پروتوزا

(Hartmann et al., 2003) متیالسیون محیط کشت با شرایط اکسیدی Cryptococcus humicolus قارچ

های ترمو باکتری

اسیددوست

Sulfobacillus Leptospirillum

Ferroplasma strains

آنتیموان و طال معدن سنگ

حاوی

سولفید معدنی مواد

VSbبه IIISbاکسیداسیون (Tsaplina et al., 2013;

Zhuravleva et al., 2011)

های احیا باکتری

کننده گوگردClostridium sp. 5-8آب آلوده محدوده=pH

IIISb به فرم نامحلول سولفید ،

(3S2Sbآنیتموان )(Zhang et al., 2016)

گيرینتيجههمراه با صنعتی شدن کشورها و افزایش مصرف ترکیبات حاوی

Sbهای اخیر روند افزایشی داشته ، آلودگی به این عنصر در سال

های ناشی از این عنصر را به تر آلودگیاست. در سراسر دنیا بیش

در ایران Sbاند؛ اما منشأ آلودگی زاد نسبت دادهمنشأ انسان

ک( بوده و تنها در بعضی مناطق مثل تر از نوع طبیعی )ژئوژنیبیش

کاوی صورت گرفته در های معدنتکاب علت آلودگی فعالیت

ترین منشأ طبیعی آلودگی منابع آب منطقه است. اولین و بزرگ

دختر است که از -کمربند آتشفشانی ارومیه Sbو خاک ایران به

1. biotic

شمال غرب کشور تا جنوب شرق کشور کشیده شده و دومین

های شرقی کشور را ند شرق کشور است، که استانمنشأ آن ساز

های آن درجه سمیت متفاوتی داشته و گونه Sbسازد. متأثر می

تر از ( آن سمیIIISbهای معدنی )مخصوصاً طوری که گونهبه

های آلی هستند. آنتیموان که از منابع مختلف وارد آب و گونه

جذب شده و شود در نهایت توسط گیاهان و جانواران خاک می

شود و سالمتی او را به مخاطره وارد زنجیره غذایی انسان می

هیدروکسیدهای توسط اکسی Sbهای اسیدی اندازد. در خاکمی

شود و آهن و منگنز اکسید شده و یا جذب سطحی هماتیت می

تواند راحتی میبه Sbهای آهکی گردد. ولی در خاکغیرفعال می


مسمومیت، منجر به کاهش سنتز جذب گیاهان شده و با ایجاد

توده و عملکرد گیاهان کلروفیل، میزان فتوسنتز، تولید زیست

را Sbتواند جذب ، میSbدلیل اثر آنتاگونیستی با شود. فسفر به

هایی استفاده از ترکیبات فسفاته کاهش دهد لذا در چنین خاک

طور با کاربرد کودهای گوگردی و مواد گردد و همینتوصیه می

توسط گیاهان Sbتوان از جذب های آهکی میلی در خاکآ

در کشور، منابع Sbعمل آورد. با افزایش تعداد معادن جلوگیری به

رو، الزم شود از اینتر میآب و خاک آلوده به این عنصر نیز بیش

هایی مانند آذربایجان غربی، کردستان، خراسان است در استان

هستند، Sbارای معادن فعال رضوی و سیستان و بلوچستان که د

پایش شود. Sbدقت از لحاظ غلظت منابع آب و خاک به

پيشنهادهايی برای کارهای آينده

صورت گرفته است. از Sbدر کل، مطالعات اندکی بر روی عنصر

توان به عدم شناسایی گیاهان ترین خالءها در این زمینه میمهم

)به جز Sbهای آلوده به اندوز برای پاالیش گیاهی خاکبیش

های سرخس هستند(، عدم چندین مورد که اکثراً از گونه

، ناشناخته بودن Sbبندی گیاهان از لحاظ حساسیت به طبقه

های آبی بر در محیط Sbاین عنصر، عدم بررسی تأثیر 1بندیگونه

های مربوط به روی آبزیان و در نهایت ناشناخته بودن مکانیسم

در حضور اکسی هیدروکسیدهای آهن و VSb به IIISbتبدیل

را Sbمنگنز اشاره کرد. اکثر مطالعات بر روی خاک، غلظت

اند، در حالی که گیاهان فقط صورت غلظت کل گزارش کردهبه

کنند. در محلول خاک را جذب می Sbقسمت قابل دسترس

تر مطالعات بر روی منابع آب و خاک آلوده در ایران نیز بیش

ر دو استان کشور )تکاب آذربایجان غربی و چلپو خراسان د Sbبه

هایی که ویژه استانهای کشور بهرضوی( انجام شده و سایر استان

اند، از دختر و شرق کشور واقع شده-بر روی سازندهای ارومیه

لحاظ آلودگی منابع آب و خاک وضعیت نامعلومی دارند.

REFERENCES Abdollahy, M., Raissi, A. and Naderi, H. (2007).

Beneficiation of Lakhshak antimony ore using

flotation method. Geosciences, 17(65), 60-69. (In

Farsi)

Ainsworth, N., Cooke, J. A. and Johnson, M. S. (1990).

Distribution of antimony in contaminated

grassland: 1—vegetation and soils. Environmental

Pollution, 65(1), 65–77.

Alloway, B. J. (2012). Heavy metals in soils: trace

metals and metalloids in soils and their

bioavailability (Vol. 22). Netherlands: Springer

Science and Business Media.

Álvarez-Ayuso, E., Otones, V., Murciego, A., García-

Sánchez, A. and Santa Regina, I. (2012).

Antimony, arsenic and lead distribution in soils

and plants of an agricultural area impacted by

former mining activities. Science of the Total

Environment, 439, 35–43.

An, Y. J. and Kim, M. (2009). Effect of antimony on the

microbial growth and the activities of soil

enzymes. Chemosphere, 74(5), 654–659.

An, Y. J. and Yang, C. Y. (2009). Fridericia

peregrinabunda (Enchytraeidae) as a new test

species for soil toxicity assessment. Chemosphere,

77(3), 325-329.

Anderson, C. G. (2012). The metallurgy of antimony.

Chemie Der Erde, 72(SUPPL.4), 3–8.

Anonymous. (2019). Antimony-Simple English

Wikipedia, the free encyclopedia. Retrieved May

22, 2019, from

https://simple.wikipedia.org/wiki/Antimony.

Anonymous. (2019). Ministry of Industry, Mine &

Trade. Retrieved May 22, 2019, from

http://Sb.mimt.gov.ir/.

Artetxe, U., García-Plazaola, J. I., Hernández, A. and

1 Speciation

Becerril, J. M. (2002). Low light grown duckweed

plants are more protected against the toxicity

induced by Zn and Cd. Plant Physiology and

Biochemistry, 40(10), 859–863.

Asante-Duah, K. (2017). Public Health Risk Assessment

for Human Exposure to Chemicals. (J. Trevors,

Ed.) (2nd ed., Vol. 27). Netherlands: Springer.

Atashi, H., Shahemabadi, M. S. and Salek, S. (2010).

Determination of antimony in Zahedan drinking

water. Asian Journal of Chemistry, 22(6), 4426-

4430.

Awe, S. A. (2013). Antimony recovery from complex

copper concentrates through hydro-and

electrometallurgical processes. Ph.D. dissertation,

University of Luleå tekniska, Sweden.

Ayangbenro, A. S. and Babalola, O. O. (2017). A new

strategy for heavy metal polluted environments: A

review of microbial biosorbents. International

Journal of Environmental Research and Public

Health, 14(1).

Baek, Y. W., Lee, W. M., Jeong, S. W. and An, Y. J.

(2014). Ecological effects of soil antimony on the

crop plant growth and earthworm activity.

Environmental Earth sciences, 71(2), 895-900.

Bahrami, S. and Raese, E. (2015). The impact of darab

city landfill on groundwater contamination.

Geosciences, 24(95), 151-156. (In Farsi)

Baroni, F., Boscagli, A., Protano, G. and Riccobono, F.

(2000). Antimony accumulation in Achillea

ageratum, Plantago lanceolata and Silene vulgaris

growing in an old Sb-mining area. Environmental

Pollution, 109(2), 347–352.

Belzile, N., Chen, Y. W. and Filella, M. (2011). Human

exposure to antimony: I. Sources and intake.

Critical Reviews in Environmental Science and

https://simple.wikipedia.org/wiki/Antimony


Technology, 41(14), 1309-1373.

Belzile, N., Chen, Y.-W. and Wang, Z. (2001).

Oxidation of antimony (III) by amorphous iron

and manganese oxyhydroxides. Chemical

Geology, 174(4), 379–387.

Bradley, W. R. and Fredrick, W. G. (1941). The

Toxicity of Antimony:—Animal Studies—.

American Industrial Hygiene Association

Quarterly, 2(2), 15–22.

Buschmann, J. and Sigg, L. (2004). Antimony (III)

binding to humic substances: influence of pH and

type of humic acid. Environmental Science and

Technology, 38(17), 4535–4541.

Cen, R. G., Li, B., Wei, S. Y., Mo, X. J. and Zhang, L.

(2007). Investigation on correlation between

chronic antimony poisoning and liver fibrosis.

Labeled Immunoass Clin Med, 14(2), 106–107.

Chen, J., Liu, G., Kang, Y., Wu, B., Sun, R., Zhou, C.

and Wu, D. (2013). Atmospheric emissions of F,

As, Se, Hg, and Sb from coal-fired power and heat

generation in China. Chemosphere, 90(6), 1925-

1932.

Coelho, D. R., Miranda, E. S. and Paumgartten, F. J. R.

(2014). Tissue distribution of residual antimony in

rats treated with multiple doses of meglumine

antimoniate. Memórias do Instituto Oswaldo

Cruz, 109(4), 420-427.

Cooper, R. and Harrison, A. (2009). The exposure to and

health effects of antimony. Indian Journal of

Occupational and Environmental Medicine, 13(1),

3.

Czégény, Z., Jakab, E., Blazsó, M., Bhaskar, T. and

Sakata, Y. (2012). Thermal decomposition of

polymer mixtures of PVC, PET and ABS

containing brominated flame retardant: Formation

of chlorinated and brominated organic

compounds. Journal of Analytical and Applied

Pyrolysis, 96, 69-77.

Das, R., Khezri, B., Srivastava, B., Datta, S., Sikdar, P.

K., Webster, R. D. and Wang, X. (2015). Trace

element composition of PM2.5 and PM10 from

Kolkata–a heavily polluted Indian metropolis.

Atmospheric Pollution Research, 6(5), 742-750.

Davodifard, M., Forgani Tehrani, G. and Esmaeli, H.

(2012). Distribution of lead, zinc, antimony,

cadmium and arsenic in the mining area of

Irankouh. In: 30th Symposium of Geosciences, 20-

22 Feb., Geological Survey & Mineral Exploration

of Iran, Tehran, Iran. (In Farsi)

Dupont, D., Arnout, S., Jones, P. T. and Binnemans, K.

(2016). Antimony recovery from end-of-life

products and industrial process residues: a critical

review. Journal of Sustainable Metallurgy, 2(1),

79-103.

El Shanawany, S., Foda, N., Hashad, D. I., Salama, N.

and Sobh, Z. (2017). The potential DNA toxic

changes among workers exposed to antimony

trioxide. Environmental Science and Pollution

Research, 24(13), 12455-12461.

Ettler, V., Mihaljevič, M., Šebek, O. and Nechutný, Z.

(2007). Antimony availability in highly polluted

soils and sediments–a comparison of single

extractions. Chemosphere, 68(3), 455–463.

Falsolyman, M. and Hajipour, M. (2015). The spatial-

temporal analysis of anthropogenic hazards

management of mines in Iran. Journal of Spatial

Analysis of Environmental Risks, 2(2), 33-51. (In

Farsi)

Fan, J. and Wang, Y. (2016). Atmospheric Emissions of

As, Sb, and Se from Coal Combustion in

Shandong Province, 2005-2014. Polish Journal of

Environmental Studies, 25(6).

Filella, M., Belzile, N. and Chen, Y.-W. (2002).

Antimony in the environment: a review focused on

natural waters: I. Occurrence. Earth-Science

Reviews, 57(1–2), 125–176.

Filella, M., Belzile, N. and Lett, M. C. (2007). Antimony

in the environment: A review focused on natural

waters. III. Microbiota relevant interactions.

Earth-Science Reviews, 80(3–4), 195–217.

Flynn, H. C., Meharg, A. A., Bowyer, P. K. and Paton,

G. I. (2003). Antimony bioavailability in mine

soils. Environmental Pollution, 124(1), 93–100.

Fort, M., Grimalt, J. O., Querol, X., Casas, M. and

Sunyer, J. (2016). Evaluation of atmospheric

inputs as possible sources of antimony in pregnant

women from urban areas. Science of the Total

Environment, 544, 391-399.

Fu, Z., Wu, F., Mo, C., Liu, B., Zhu, J., Deng, Q., Liao,

H. and Zhang, Y. (2011). Bioaccumulation of

antimony, arsenic, and mercury in the vicinities of

a large antimony mine, China. Microchemical

Journal, 97(1), 12-19.

Gebel, T. (1997). Arsenic and antimony: comparative

approach on mechanistic toxicology. Chemico-

Biological Interactions, 107(3), 131-144.

Ghasemzadeh, F. and malekzadeh shafaroudi, A.

(2011). Environmental effect of arsenic in

Cheshmeh-Zard area, Southwest of Nyshabour,

Khorasan Razavi Province. Iranian Journal of

Crystallography and Mineralogy, 19(3), 454-456.

(In Farsi)

Ghassemzadeh, F., Hosein, M. and Geoffrey, M. (2006).

Arsenic and Antimony in Drinking Water in

Khohsorkh Area, Northeast Iran Possible Risks for

the Public Health. Journal of Applied Sciences, 6,

2705-2714.

Gulz, P. A., Gupta, S.-K. and Schulin, R. (2005).

Arsenic accumulation of common plants from

contaminated soils. Plant and Soil, 272(1–2), 337–

347.

Hamamura, N., Fukushima, K. and Itai, T. (2013).

Identification of antimony-and arsenic-oxidizing

bacteria associated with antimony mine tailing.

Microbes and Environments, ME12217.

Hartmann, L. M., Craig, P. J. and Jenkins, R. O. (2003).

Influence of arsenic on antimony methylation by

the aerobic yeast Cryptococcus humicolus.

Archives of Microbiology, 180(5), 347–352.

Hatefi, R., Shahsavri, A. A., Khodaei, K. and Asadian,

F. (2018). Monitoring and mapping of arsenic and

antimony in sediments in the river basin Sarough.

In: First International Congress on Water, Soil

and Environmental Sciences, 2 Mar., Shahid


Beheshti University, Tehran, Iran, pp. 1-15. (In

Farsi)

He, M. (2007). Distribution and phytoavailability of

antimony at an antimony mining and smelting

area, Hunan, China. Environmental Geochemistry

and Health, 29(3), 209–219.

He, M. and Yang, J. (1999). Effects of different forms

of antimony on rice during the period of

germination and growth and antimony

concentration in rice tissue. Science of the Total

Environment, 243, 149–155.

He, M., Wang, N., Long, X., Zhang, C., Ma, C., Zhong,

Q., Wang, A., Wang, Y., Pervaiz, A. and Shan, J.

(2019). Antimony speciation in the environment:

Recent advances in understanding the

biogeochemical processes and ecological effects.

Journal of Environmental Sciences, 75, 14-39.

Iranpour Mobarakeh, A., Mazaheri, S. A. and Mahmudi

Gharaie, M. H. (2012). Hydrogeochemistry of

water resources of southwest of Mashhad and

investigation of the source of contamination with

antimony. In: 30th Symposium of Geosciences, 20-

22 Feb., Geological Survey & Mineral Exploration

of Iran, Tehran, Iran. (In Farsi)

Jafarirad, A. (2001). The study of antimony reserves in

iran and the world. Geological Survey & Mineral

Explorations of Iran.

Jamali Hajiani, N., Ghaderian, S. M. and Karimi, N.

(2016). Investigation of uptake, accumulation and

tolerance of antimony in Tanacetum

polycephalum. Journal of Plant Researches,

29(3), 495-505. (In Farsi)

Jenkins, R. O., Craig, P. J., Goessler, W., Miller, D.,

Ostah, N. and Irgolic, K. J. (1998). Biomethylation

of inorganic antimony compounds by an aerobic

fungus: Scopulariopsis brevicaulis.

Environmental science & Technology, 32(7), 882-

885.

Johnson, C. A., Moench, H., Wersin, P., Kugler, P. and

Wenger, C. (2005). Solubility of antimony and

other elements in samples taken from shooting

ranges. Journal of Environmental Quality, 34(1),

248–254.

Kabata-Pendias, A. (2010). Trace Elements in Soils and

Plants (Fourth ed.). New York, United States:

Tylor and Francis Inc.

Kabata-Pendias, A. and Mukherjee, A. B. (2007). Trace

elements from soil to human. springer (1st ed.).

Verlag Berlin Heidelberg: Springer.

Khakrah, F., Lotfi, M. and Moghadasi, S. J. (2010).

Geological,mineralogical,petrogeraphy and

alternation investigation at Kashmar Chalpou-

Kalate Chubak antimony deposite. Journal of

Eviromental Geology, 4(11), 11-23. (In Farsi)

Khamr, Z., Mahmudi Gharaei, M. H., Makhdumi, A.

and Sayareh, A. (2012). Determination of

pollution indices in water resources of Zarmehr

gold mine (Torbat Heydarieh). In: 31th Symposium

of Geosciences, 1-2 Dec., Geological Survey &

Mineral Exploration of Iran, Tehran, Iran. (In

Farsi)

Khodaei, A. A. (2009). Assessment of environmental

pollution caused by heavy metals in the area of

Ahangaran-Malayer zinc and lead mine. M. Sc.

dissertation, Bu-Ali Sina University, Hamedan.

Kim, Y. H., Wyrzykowska-Ceradini, B., Touati, A.,

Krantz, Q. T., Dye, J. A., Linak, W. P., Gullett, B.

and Gilmour, M. I. (2015). Characterization of

size-fractionated airborne particles inside an

electronic waste recycling facility and acute

toxicity testing in mice. Environmental Science &

Technology, 49(19), 11543-11550.

Klitzke, S. and Lang, F. (2009). Mobilization of soluble

and dispersible lead, arsenic, and antimony in a

polluted, organic-rich soil–effects of pH increase

and counterion valency. Journal of Environmental

Quality, 38(3), 933–939.

Lehr, C. R., Kashyap, D. R. and McDermott, T. R.

(2007). New insights into microbial oxidation of

antimony and arsenic. Applied and Environmental

Microbiology, 73(7), 2386–2389.

Leyva, A. G., Marrero, J., Smichowski, P. and Cicerone,

D. (2001). Sorption of antimony onto

hydroxyapatite. Environmental Science and

Technology, 35(18), 3669–3675.

Li, J., Wang, Q., Oremland, R. S., Kulp, T. R., Rensing,

C. and Wang, G. (2016). Microbial antimony

biogeochemistry: enzymes, regulation, and related

metabolic pathways. Applied and Environmental

Microbiology, 82(18), 5482–5495.

Li, J., Wang, Q., Zhang, S., Qin, D. and Wang, G.

(2013). Phylogenetic and genome analyses of

antimony-oxidizing bacteria isolated from

antimony mined soil. International

Biodeterioration and Biodegradation, 76, 76–80.

Lin, Q., Liu, E., Zhang, E., Nath, B., Shen, J., Yuan, H.

and Wang, R. (2018). Reconstruction of

atmospheric trace metals pollution in Southwest

China using sediments from a large and deep

alpine lake: historical trends, sources and sediment

focusing. Science of the Total Environment, 613,

331-341.

Lintschinger, J., Michalke, B., Schulte-Hostede, S. and

Schramel, P. (1998). Studies on speciation of

antimony in soil contaminated by industrial

activity. International Journal of Environmental

Analytical Chemistry, 72(1), 11–25.

Luo, J., Bai, Y., Liang, J. and Qu, J. (2014).

Metagenomic approach reveals variation of

microbes with arsenic and antimony metabolism

genes from highly contaminated soil. PLoS ONE,

9(10).

Maanijou, M. and Aliani, F. (2000). Antimony

mineralization in relation to alvand granitoids

(Hamedan). Iranian Journal of Crystallography

and Mineralogy, 8(1), 57-70. (In Farsi)

Maciaszczyk-Dziubinska, E., Wawrzycka, D. and

Wysocki, R. (2012). Arsenic and antimony

transporters in eukaryotes. International Journal

of Molecular Sciences, 13(3), 3527–3548.

Mahmudy Gharaei, M., Taheri, M., Mehrzad, J. and

Dadestan, A. (2013). Investigation of soil

pollution to arsenic and antimony in Chalpo

mineral area of North of kashmar. In: 1st


Conference on Iranian Applied Geochemistry, 27-

28 Aug., Damghan University, Damghan, Iran, pp.

291-296. (In Farsi)

Mahmudy Nikou, M., Fardoust, F., Moosivand, F. and

Jafari, H. (2012). Evaluation of groundwater

pollution in the Hafez Cheshmehzard mineral area

to elements and heavy metals. In: 30th Symposium

of Geosciences, 20-22 Feb., Geological Survey &

Mineral Exploration of Iran, Tehran, Iran. (In

Farsi)

Manzano, J. I., Lecerf-Schmidt, F., Lespinasse, M.-A.,

Di Pietro, A., Castanys, S., Boumendjel, A. and

Gamarro, F. (2013). Identification of specific

reversal agents for Leishmania ABCI4-mediated

antimony resistance by flavonoid and trolox

derivative screening. Journal of Antimicrobial

Chemotherapy, 69(3), 664–672.

Marijić, V. F., Dragun, Z., Perić, M. S., Kepčija, R. M.,

Gulin, V., Velki, M., Ecimovic, S., Hackenberger,

B. K. and Erk, M. (2016). Investigation of the

soluble metals in tissue as biological response

pattern to environmental pollutants (Gammarus

fossarum example). Chemosphere, 154, 300-309.

Markert, B. (1996). Instrumental element and multi-

element analysis of plant samples: methods and

applications. Wiley.

Martinez, A. M. and Echeberria, J. (2016). Towards a

better understanding of the reaction between metal

powders and the solid lubricant Sb2S3 in a low-

metallic brake pad at high temperature. Wear, 348,

27-42.

McCallum, R. I. (1999). Antimony in medical history:

An account of the medical uses of antimony and

its compounds since early times to the present.

Pentland Press.

McCallum, R. I. (2005). Occupational exposure to

antimony compounds. Journal of Environmental

Monitoring, 7(12), 1245–1250.

Mehrabi, B., Mehrabani, S., Rafiei, B. and Yaghoubi, B.

(2015). Assessment of metal contamination in

groundwater and soils in the Ahangaran mining

district, west of Iran. Environmental Monitoring

and Assessment, 187(12), 1–23.

Mehrabi, B.,Tale Fazel E. and Nokhbatolfoghahai, A.

(2011). Disseminated, veinlet and vein Pb-Zn, Cu

and Sb polymetallic mineralization in the

Galechah-Shurab mining district, Iranian East

Magmatic Assemblage (IEMA). Annually Journal

of Economic Geology, 3(1), 61-77. (In Farsi)

Merzaee, S. E., Zarasvandi, A. and Urang, M. (2014).

The Geochemical Effects of Asmari Oil reservoirs

on the Masjed Soleiman karstic water resources.

Journal of Advanced Applied Geology, 5(18), 1-

14. (In Farsi)

Moradi, R., Boomeri, M. and Bagheri, S.

(2014).Petrography and geochemistry of intrusive

rocks in the Shurchah antimony-bearing area,

Southeast of Zahedan. Petrology, 5(18), 15-32. (In

Farsi)

Moradi, R., Boomeri, M., Bagheri, S. and Zahedi, A.

(2015). Physico-chemical conditions and

controlling factors of mineralization, using

mineralogy, paragenetic relations and fluid

inclusions in the Shurchah Stibnite-Gold Deposit,

Southeast of Zahedan. Iranian Journal of

Crystallography and Mineralogy, 23(1), 121-134.

(In Farsi)

Mousavi, A., Vamaghi, A. and Javani, R. (2015).

Investigation of environmental contamination of

poisonous elements As, Sb and Hg from dumping

tailings gold mine Agh Darreh. In: International

Conference on Sustainable Development,

Strategies & Challenges, 24-26 Feb., Permanent

Secretariat of the Conference International

Conference on Sustainable Development,

Strategies & Challenges, Tabriz, Iran, pp. 1-6. (In

Farsi)

Mousavi, S. P., Asghar Mokhtari, M. A., Khosravi, Y.,

Rafiee, A. and Hoseinzade, R. (2018).

Investigation of environmental pollution in stream

sediments for heavy metals at Zarshuran-

Aghdarreh area (North of Takab, Iran). Journal of

Water and Soil Science, 22(2), 127-141. (In Farsi)

Multani, R. S., Feldmann, T. and Demopoulos, G. P.

(2016). Antimony in the metallurgical industry: A

review of its chemistry and environmental

stabilization options. Hydrometallurgy, 164, 141–

153.

Murciego, A. M., Sánchez, A. G., González, M. A. R.,

Gil, E. P., Gordillo, C. T., Fernández, J. C. and

Triguero, T. B. (2007). Antimony distribution and

mobility in topsoils and plants (Cytisus striatus,

Cistus ladanifer and Dittrichia viscosa) from

polluted Sb-mining areas in Extremadura (Spain).

Environmental Pollution, 145(1), 15–21.

Naderi, M. R., Danesh-Shahraki, A. and Naderi, R.

(2012). A review on phytoremediation of heavy

metals contaminated soils. Human &

Environment, 13(23), 35-49. (In Farsi)

Nannoni, F. and Protano, G. (2016). Chemical and

biological methods to evaluate the availability of

heavy metals in soils of the Siena urban area

(Italy). Science of the Total Environment, 568, 1-

10.

Nannoni, F., Protano, G. and Riccobono, F. (2011).

Uptake and bioaccumulation of heavy elements by

two earthworm species from a smelter

contaminated area in northern Kosovo. Soil

Biology and Biochemistry, 43(12), 2359-2367.

Neiva, A. M. R., Andráš, P. and Ramos, J. M. F. (2008).

Antimony quartz and antimony–gold quartz veins

from northern Portugal. Ore Geology Reviews,

34(4), 533–546.

Ngo, L. K., Pinch, B. M., Bennett, W. W., Teasdale, P.

R. and Jolley, D. F. (2016). Assessing the uptake

of arsenic and antimony from contaminated soil by

radish (Raphanus sativus) using DGT and

selective extractions. Environmental Pollution,

216, 104–114.

Nokhbatolfoghahai, A., Behzadi, M., Khakzad, A.and

Bagherzadeh Yazdi, M.H. (2009). Geochemistry,

mineralogy and genesis of antimony

mineralization in Choopan area, South Khorasan.

Journal of Geotechnical Gology (Applied


Geology), 5(1), 76-86. (In Farsi)

Okkenhaug, G., Zhu, Y. G., Luo, L., Lei, M., Li, X. and

Mulder, J. (2011). Distribution, speciation and

availability of antimony (Sb) in soils and

terrestrial plants from an active Sb mining area.


Oorts, K., Smolders, E., Degryse, F., Buekers, J., Gascó,

G., Cornelis, G. and Mertens, J. (2008). Solubility

and toxicity of antimony trioxide (Sb2O3) in soil.

Environmental Science and Technology, 42(12),

4378–4383.

Pagnanelli, F., Viggi, C. C. and Toro, L. (2010).

Isolation and quantification of cadmium removal

mechanisms in batch reactors inoculated by

sulphate reducing bacteria: biosorption versus

bioprecipitation. Bioresource Technology, 101(9),

2981–2987.

Pan, X., Zhang, D., Chen, X., Bao, A. and Li, L. (2011).

Antimony accumulation, growth performance,

antioxidant defense system and photosynthesis of

Zea mays in response to antimony pollution in soil.

Water, Air, and Soil Pollution, 215(1–4), 517–

523.

Pardo, R., Herguedas, M., Barrado, E. and Vega, M.

(2003). Biosorption of cadmium, copper, lead and

zinc by inactive biomass of Pseudomonas putida.

Analytical and Bioanalytical Chemistry, 376(1),

26–32.

Pilarski, J., Waller, P. and Pickering, W. (1995).

Sorption of antimony species by humic acid.

Water, Air, and Soil Pollution, 84(1–2), 51–59.

Rahimsouri, Y., Yaghubpur, A. and Modabberi, S.

(2011). Hydrogeochemistry and water quality of

springs and drinking waters of villages in Aq-

Darreh river watershed, NW Takab, West

Azarbaijan. Geosciences, 21(82), 77-82. (In Farsi)

Rahimsouri, Y., Yaghubpur, A. and Modabberi, S.

(2013). Geochemical distribution of arsenic ,

antimony and mercury in surface waters and bed

sediments from Aq- Darreh river , Takab ,

Northwest Iran. Journal of Environmental Science

and Water Resources, 2(April), 75–88.

Rascio, N. and Navari-Izzo, F. (2011). Heavy metal

hyperaccumulating plants: How and why do they

do it? And what makes them so interesting? Plant

Science, 180(2), 169–181.

Roper, A. J., Williams, P. A. and Filella, M. (2012).

Secondary antimony minerals: phases that control

the dispersion of antimony in the supergene zone.

Chemie Der Erde-Geochemistry, 72, 9–14.

Rovira, J., Nadal, M., Schuhmacher, M. and Domingo,

J. L. (2017). Trace elements in skin-contact

clothes and migration to artificial sweat: risk

assessment of human dermal exposure. Textile

Research Journal, 87(6), 726-738.

Saadat, S. and Shahabpour, J. (1997). An appraisal of

mineralization antimony in Sirzar area (North East

of Khorasan). Iranian Journal of Crystallography

and Mineralogy, 5(1), 45-58. (In Farsi)

Sanderson, P., Naidu, R. and Bolan, N. (2014).

Ecotoxicity of chemically stabilised metal (loid) s

in shooting range soils. Ecotoxicology and

Environmental Safety, 100, 201-208.

Sanderson, P., Naidu, R. and Bolan, N. (2015).

Effectiveness of chemical amendments for

stabilisation of lead and antimony in risk-based

land management of soils of shooting ranges.

Environmental Science and Pollution Research,

22(12), 8942-8956.

Selim, H. M. (2012). Competitive sorption and transport

of heavy metals in soils and geological media.

CRC Press.

Shangguan, Y. xian, Zhao, L., Qin, Y., Hou, H. and

Zhang, N. (2016). Antimony release from

contaminated mine soils and its migration in four

typical soils using lysimeter experiments.

Ecotoxicology and Environmental Safety, 133, 1–

9.

Sharafi, H., Yagubpour, A. and Ghafuri, M. (2011).

Investigation of environmental pollution of toxic

heavy metals in groundwater of Zanjan plain. In:

15th Symposium of Geological Society of Iran, 14-

15 Dec., Tarbiat Moalem University, Tehran, Iran,

pp. 1-8. (In Farsi)

Sharifi, R., Moore, F. and Keshavarzi, B. (2016).

Mobility and chemical fate of arsenic and

antimony in water and sediments of Sarouq River

catchment, Takab geothermal field, Northwest

Iran. Journal of Environmental Management, 170,

136–144.

Shotyk, W. (1996). Natural and anthropogenic

enrichments of As, Cu, Pb, Sb, and Zn in

ombrotrophic versus minerotrophic peat bog

profiles, Jura Mountains, Switzerland. Water, Air,

and Soil Pollution, 90(3–4), 375–405.

Shotyk, W., Krachler, M. and Chen, B. (2006).

Contamination of Canadian and European bottled

waters with antimony from PET containers.

Journal of Environmental Monitoring, 8(2), 288–

292.

Shrivas, K., Agrawal, K. and Harmukh, N. (2008). On-

site spectrophotometric determination of antimony

in water, soil and dust samples of Central India.

Journal of Hazardous Materials, 155(1–2), 173–

178.

Shtangeeva, I., Niemelä, M. and Perämäki, P. (2014).

Effects of soil amendments on antimony uptake by

wheat. Journal of Soils and Sediments, 14(4), 679–

686.

Steely, S., Amarasiriwardena, D. and Xing, B. (2007).

An investigation of inorganic antimony species

and antimony associated with soil humic acid

molar mass fractions in contaminated soils.


Stefaniak, S., Miszczak, E., Szczepańska-Plewa, J. and

Twardowska, I. (2015). Effect of weathering

transformations of coal combustion residuals on

trace element mobility in view of the

environmental safety and sustainability of their

disposal and use. I. Hydrogeochemical processes

controlling pH and phase stability. Journal of

Environmental Management, 156, 128-142.

Sun, F., Wu, F., Liao, H. and Xing, B. (2011).

Biosorption of antimony (V) by freshwater


cyanobacteria Microcystis biomass: chemical

modification and biosorption mechanisms.

Chemical Engineering Journal, 171(3), 1082–

1090.

Sun, H., Yan, S. C. and Cheng, W. S. (2000). Interaction

of antimony tartrate with the tripeptide

glutathione: Implication for its mode of action.

European Journal of Biochemistry, 267(17),

5450–5457.

Sun, W., Xiao, E., Dong, Y., Tang, S., Krumins, V.,

Ning, Z., Sun, M., Zhao, Y., Wu, S. and Xiao, T.

(2016). Profiling microbial community in a

watershed heavily contaminated by an active

antimony (Sb) mine in Southwest China. Science

of the Total Environment, 550, 297–308.

Sundar, S. and Chakravarty, J. (2010). Antimony

toxicity. International Journal of Environmental

Research and Public Health, 7(12), 4267–4277.

Takahashi, T., Shozugawa, K. and Matsuo, M. (2010).

Contribution of amorphous iron compounds to

adsorptions of pentavalent antimony by soils.

Water, Air, and Soil Pollution, 208(1–4), 165–

172.

Tandy, S., Meier, N. and Schulin, R. (2017). Use of soil

amendments to immobilize antimony and lead in

moderately contaminated shooting range soils.

Journal of Hazardous Materials, 324, 617-625.

Terry, L. R., Kulp, T. R., Wiatrowski, H., Miller, L. G.

and Oremland, R. S. (2015). Microbiological

oxidation of antimony (III) with oxygen or nitrate

by bacteria isolated from contaminated mine

sediments. Applied and Environmental

Microbiology, 81(24), 8478–8488.

Tian, H., Zhou, J., Zhu, C., Zhao, D., Gao, J., Hao, J.,

He, M., Liu, K., Wang, K. and Hua, S. (2014). A

comprehensive global inventory of atmospheric

antimony emissions from anthropogenic activities,

1995–2010. Environmental Science &

Technology, 48(17), 10235-10241.

Tisarum, R., Ren, J. H., Dong, X., Chen, H., Lessl, J. T.

and Ma, L. Q. (2015). A new method for antimony

speciation in plant biomass and nutrient media

using anion exchange cartridge. Talanta, 144,

1171–1175.

Tri-star resources. (2019). Antimony World | global map

of antimony projects. Retrieved March 13, 2019,

from http://antimonyworld.com/

Tsaplina, I. A., Sorokin, V. V, Zhuravleva, A. E.,

Melamud, V. S., Bogdanova, T. I. and

Kondrat’eva, T. F. (2013). Oxidation of gold-

antimony ores by a thermoacidophilic microbial

consortium. Microbiology, 82(6), 680–689.

Tschan, M., Robinson, B. and Schulin, R. (2008).

Antimony uptake by Zea mays (L.) and Helianthus

annuus (L.) from nutrient solution. Environmental

Geochemistry and Health, 30(2), 187–191.

Tschan, M., Robinson, B. H. and Schulin, R. (2009).

Antimony in the soil - Plant system - A review.

Environmental Chemistry, 6(2), 106–115.

Tschan, M., Robinson, B. H., Nodari, M. and Schulin,

R. (2009). Antimony uptake by different plant

species from nutrient solution, agar and soil.

Environmental Chemistry, 6(2), 144–152.

Turner, A. and Filella, M. (2017). Field-portable-XRF

reveals the ubiquity of antimony in plastic

consumer products. Science of the Total

Environment, 584, 982-989.

Ungureanu, G., Santos, S., Boaventura, R. and Botelho,

C. (2015a). Arsenic and antimony in water and

wastewater: Overview of removal techniques with

special reference to latest advances in adsorption.

Journal of Environmental Management, 151, 326–

342.

Varrica, D., Bardelli, F., Dongarra, G. and Tamburo, E.

(2013). Speciation of Sb in airborne particulate

matter, vehicle brake linings, and brake pad wear

residues. Atmospheric Environment, 64, 18-24.

Wang, Q., He, M. and Wang, Y. (2011). Influence of

combined pollution of antimony and arsenic on

culturable soil microbial populations and enzyme

activities. Ecotoxicology, 20(1), 9–19.

Wei, Y., Chen, Z., Wu, F., Hou, H., Li, J., Shangguan,

Y., Zhang, J., Li, F. and Zeng, Q. (2015).

Molecular diversity of arbuscular mycorrhizal

fungi at a large-scale antimony mining area in

southern China. Journal of Environmental

Sciences (China), 29, 18–26.

Westerhoff, P., Prapaipong, P., Shock, E. and Hillaireau,

A. (2008). Antimony leaching from polyethylene

terephthalate (PET) plastic used for bottled

drinking water. Water Research, 42(3), 551–556.

Wilson, S. C., Lockwood, P. V., Ashley, P. M. and

Tighe, M. (2010). The chemistry and behaviour of

antimony in the soil environment with

comparisons to arsenic: A critical review.


Wilson, S. C., Lockwood, P. V., Ashley, P. M. and

Tighe, M. (2010). The chemistry and behaviour of

antimony in the soil environment with

comparisons to arsenic: a critical review.

Environmental pollution, 158(5), 1169-1181.

Wu, C. C. and Chen, Y. C. (2017). Assessment of

industrial antimony exposure and immunologic

function for workers in Taiwan. International

Journal of Environmental Research and Public

Health, 14(7), 689.

Xi, J., He, M. and Lin, C. (2011). Adsorption of

antimony (III) and antimony (V) on bentonite:

kinetics, thermodynamics and anion competition.

Microchemical Journal, 97(1), 85–91.

Xiao, E., Sun, W., Han, F., Sun, X., Xiao, T. and Li, B.

(2019). Impacts of Arsenic and Antimony Co-

Contamination on Sedimentary Microbial

Communities in Rivers with Different Pollution

Gradients. Microbial Ecology, (February), 1–15.

Yang, H., He, M. and Wang, X. (2014). Concentration

and speciation of antimony and arsenic in soil

profiles around the world’s largest antimony

metallurgical area in China. Environmental

Geochemistry and Health, 37(1), 21–33.

Zhang, G., Ouyang, X., Li, H., Fu, Z. and Chen, J.

(2016). Bioremoval of antimony from

contaminated waters by a mixed batch culture of

sulfate-reducing bacteria. International


Biodeterioration and Biodegradation, 115, 148–

155.

Zhang, L., Yang, Q., Wang, S., Li, W., Jiang, S. and Liu,

Y. (2017). Influence of silicon treatment on

antimony uptake and translocation in rice

genotypes with different radial oxygen loss.

Ecotoxicology and Environmental Safety, 144,

572-577.

Zhao, H., Xia, B., Fan, C., Zhao, P. and Shen, S. (2012).

Human health risk from soil heavy metal

contamination under different land uses near

Dabaoshan Mine, Southern China. Science of the

Total Environment, 417, 45–54.

Zhuravleva, A. E., Tsaplina, I. A. and Kondrat’eva, T.

F. (2011). Specific characteristics of the strains

isolated from a thermoacidophilic microbial

community oxidizing antimony sulfide ore.

Microbiology, 80(1), 70–81.

antimony and its effects on the components of environment · 2020-06-21 · doi:...

Documents