Các dạng hóa học và đánh giá rủi ro kim loại chì trong trầm tích mặt tại hồ Bàu Tràm, thành phố Đà Nẵng

Đoạn Chí Cường, Võ Văn Minh, Lê Thị Mai Hạnh

92

CÁC DẠNG HÓA HỌC VÀ ĐÁNH GIÁ RỦI RO KIM LOẠI CHÌ TRONG TRẦM
TÍCH MẶT TẠI HỒ BÀU TRÀM, THÀNH PHỐ ĐÀ NẴNG
CHEMICAL FORMS AND ASSESSMENT OF THE RISKS CAUSED BY LEAD IN THE
SURFACE SEDIMENTS OF BAUTRAM LAKE, DANANG CITY
Đoạn Chí Cường, Võ Văn Minh, Lê Thị Mai Hạnh
Trường Đại học Sư phạm, Đại học Đà Nẵng
Email: , ,
Tóm tắt - Độc tính và mức độ khả dụng sinh học của kim loại nặng
(KLN) trong trầm tích phụ thuộc vào các dạng hóa học của chúng.
Khi kim loại tồn tại ở dạng trao đổi hoặc cacbonat thì khả năng đáp
ứng sinh học tốt hơn so với kim loại được lưu giữ trong cấu trúc
của trầm tích. Trong nghiên cứu này chúng tơi xác định các dạng
hóa học của KLN trong trầm tích và đánh giá rủi ro của KLN tới môi
trường. Kết quả cho thấy hàm lượng Pb trong trầm tích là
34,78 mg/kg. Trong khi đó, hàm lượng Pb ở dạng trao đổi và dạng
liên kết cacbonat là 0,44 mg/kg (chiếm 1,49%). Đánh giá theo RAC
cho thấy, rủi ro của Pb trong trầm tích mặt ở hồ Bàu Tràm chỉ ở
mức độ thấp (RAC = 0,38 – 3,38) và đánh giá theo SQGs thì mức
độ rủi ro của Pb trong trầm tích mặt tại khu vực này ở mức độ vừa
phải, chỉ thỉnh thoảng có liên quan đến các ảnh hưởng sinh học
bất lợi.

Abstract - The toxicity and bioavailability level of heavy metals in
sediments depend on their chemical forms. Heavy metals that exist
in the exchangeable form or carbonate form show better biological
response capability compared to the metals stored in the structure
of sediment. In this study, we determine the chemical forms and

assess the risk to the environment caused by heavy metals in
sediment. The research results reveal that the content of Pb in
sediment is 34.78 mg/kg. Meanwhile, the content of Pb in the
exchangeable form and carbonate form is 0.44 mg/kg (1.49%). The
RAC-based assessment shows that the risks of Pb in the surface
sediments in Bautram lake are only at low levels (RAC = 0.38 –
3.38) and the SQGs--based assessment shows that risks of Pb in
surface sediments in this area are at moderate levels, which may
occasionally be associated with adverse biological effects.

Từ khóa - khả dụng sinh học; kim loại nặng; chiết xuất tuần tự;
RAC; SQGs.

Key words - bioavailability; heavy metal; sequential extraction;
Risk Assessment Code; Sediment Quality Guidelines.

1. Đặt vấn đề
Các nghiên cứu về ô nhiễm KLN ở các khu vực sông
hồ trên thế giới cho thấy hàm lượng KLN trong trầm tích
thường cao gấp 1.000 – 100.000 lần so với trong môi
trường nước [1]. Nguyên nhân là do hầu hết các KLN đều
ở dạng bền vững và có xu thế tích tụ trong trầm tích hoặc
trong các thủy sinh vật [2]. Việc đánh giá mức độ ô nhiễm
KLN không chỉ dựa trên các kết quả phân tích mẫu nước
mà cần tập trung nghiên cứu cả trong các mẫu trầm tích.
Trong trầm tích, các KLN thường tồn tại ở dạng liên kết
bền trong các phức chất, từ đó hình thành các dạng biotrans
và việc phân hủy thường rất chậm. Vì vậy, các KLN thường
tồn tại lâu dài và bền vững trong trầm tích [3], [4].
Một tính chất quan trọng của các KLN làm chúng khác

biệt so với các tác nhân gây ô nhiễm môi trường khác đó là
tính độc hại, tính bền vững và khả năng tích lũy sinh học
của chúng trong cơ thể sinh vật phụ thuộc vào các dạng hóa
học của chúng. Khi kim loại tồn tại ở dạng trao đổi hoặc
cacbonat thì khả năng đáp ứng sinh học tốt hơn so với các
dạng khác trong cấu trúc của trầm tích. Do vậy, trong
nghiên cứu ơ nhiễm trầm tích nếu chỉ phân tích tổng hàm
lượng của các kim loại thì khơng phản ánh được tồn diện
ảnh hưởng của chúng đến mơi trường nước mà thay vào đó
phải phân tích các dạng hóa học của chúng [5].
Theo Tessier và cộng sự (1979) [6], KLN trong trầm
tích chủ yếu thuộc năm dạng chính: dạng trao đổi (F1),
dạng liên kết cacbonat (F2), dạng liên kết với hydroxit
Fe/Mn (F3), dạng liên kết chất hữu cơ (F4) và dạng cặn dư
(F5). Sau này, kết quả phân tích dạng kim loại được các
nhà khoa học sử dụng để đánh giá rủi ro theo RAC (Perin
et at., 1985) [7] và SQGs (G. Allen Burton, Jr. 2002) [8]

nhằm xác định hàm lượng dạng kim loại mà sinh vật hấp
thụ được cũng như xác định độc tính của chúng. Từ đó,
đánh giá được rủi ro KLN tại khu vực nghiên cứu.
Một số nghiên cứu trên thế giới về đánh giá rủi ro dựa
vào các dạng hóa học của KLN như nghiên cứu của
C.K.Jain (2004) trong trầm tích sơng Yamuna, Ấn Độ [9];
nghiên cứu về ơ nhiễm và biệt hóa kim loại nặng trong trầm
tích sơng Buyak Menderes và Gediz – Thổ Nhĩ Kỳ của
H.Akcay và cộng sự (2003) [10]; nghiên cứu của Liu
Honglei và cộng sự (2008) về sự phân bố và đánh giá rủi
ro của kim loại trong trầm tích hồ Moshui, Trung Quốc
[11]; nghiên cứu sự biệt hóa địa hóa học và đánh giá rủi ro

các KLN trong trầm tích vùng cửa sơng Mahanadi, Ấn Độ
của Sanjay Kumar Sundaray và cộng sự (2011) [12]; hay
gần đây là nghiên cứu của Ruichao Guo - Xingyuan He
(2013) về sự phân bố không gian và đánh giá rủi ro sinh
thái của các KLN trong trầm tích mặt ở thượng nguồn sơng
Hun, Đơng Bắc, Trung Quốc [13].
Ở Việt Nam, hướng nghiên cứu này mới chỉ được biết
đến qua nghiên cứu của Dương Thị Tú Anh và cộng sự
(2010) [5]; Trần Thị Lệ Chi (2010) [14]. Tuy nhiên, các
nghiên cứu này chỉ mới dừng lại ở phân tích các dạng hóa
học của KLN mà chưa đánh giá rủi ro của các dạng hóa học
đó.
Bàu Tràm là một hồ nước rộng khoảng 32 hectaa với
dung lượng nước khoảng một triệu m3 gần như nằm trong
KCN Hòa Khánh và Hòa Khánh mở rộng. Nguồn nước tại
Bàu Tràm được dùng vào hai mục đích chính là cung cấp
nước tưới tiêu cho nông nghiệp và nuôi trồng thuỷ sản. Tuy
nhiên, việc nằm trong KCN nên hồ Bàu Tràm nguy cơ ơ
nhiễm nói chung và ơ nhiễm KLN nói riêng là rất lớn do
nước thải công nghiệp của các nhà máy thuộc KCN Hoà


ISSN 1859-1531 - TẠP CHÍ KHOA HỌC VÀ CƠNG NGHỆ ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG, SỐ 11(84).2014, QUYỂN 1

Khánh. Hơn 100 doanh nghiệp đang hoạt động với đủ các
ngành, nghề sản xuất như dệt, giấy, thép, mạ kẽm, hóa
chất... thải ra nhiều chất độc hại. Nước thải chứa KLN từ
KCN không được xử lý hoặc xử lý không đạt yêu cầu kết
hợp với việc sử dụng hóa chất bảo vệ thực vật, phân bón đã
tập trung tại hồ Bàu Tràm. Điều này dẫn đến hiện tượng ô

nhiễm KLN trong nguồn nước mặt; nước ngầm cũng như
trầm tích.
Vì vậy, trong nghiên cứu này chúng tơi phân tích các
dạng KLN trong trầm tích phục vụ việc đánh giá chất lượng
mơi trường trầm tích tại Bàu Tràm cũng như rủi ro tiềm
tàng của các dạng hóa học của KLN đối với sinh vật và hệ
sinh thái.
2. Phương pháp nghiên cứu
2.1. Phương pháp lấy mẫu và bảo quản mẫu
Mẫu trầm tích mặt được lấy từ 8 vị trí trong khu vực hồ
Bàu Tràm (hình 1) bằng dụng cụ chuyên dụng Eckman theo
hướng dẫn của TCVN 6663-13: 2000.
Mẫu được bảo quản theo hướng dẫn của TCVN 666315:2004. Sau đó, mẫu được chuyển vào túi nilon có khóa,
ghi nhãn chuyển về phịng thí nghiệm. Xử lý sơ bộ mẫu
bằng cách để khô tự nhiên ở nhiệt độ phịng, sấy khơ mẫu
ở nhiệt độ 1050C trước khi nghiền mịn và đồng nhất theo
hướng dẫn của TCVN 6647: 2000 để chuẩn bị cho các phân
tích tiếp theo.

93

Bảng 1. Đánh giá rủi ro của KLN theo RAC

Nhóm
1
2
3
4
5

Mức độ rủi ro
Khơng rủi ro
Rủi ro thấp
Rủi ro trung bình
Rủi ro cao
Rủi ro rất cao

RAC (%)
<1
1-10
11-30
31-50
>50
(Nguồn: Perin et at., 1985 [7])

2.3.2. Đánh giá rủi ro của KLN trong trầm tích theo SQGs
Đánh giá rủi ro của KLN trong trầm tích theo SQGs
(Sediment Quality Guidelines) cung cấp cơ sở để xác định
khả năng hiện diện, vắng mặt, và tần số độc tính của kim
loại trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu. Theo SQGs, sự
tồn tại KLN trong trầm tích gây ra những ảnh hưởng khác
nhau đến đời sống thủy sinh, và được đánh giá theo ba
nhóm: TEL và PEL; LEL và SEL; ERL và ERM [8].
Kết quả xác định hàm lượng KLN trong trầm tích được
so sánh với Bảng 2, và đưa ra đánh giá rủi ro của KLN Pb
đến môi trường theo Bảng 3.
Bảng 2. Ngưỡng tác động của Pb trong trầm tích theo SQGs

SQGs
Pb

(mg/kg)

TEL

PEL

LEL

SEL

ERL

ERM

35

91,3

31

250

35

110

Nguồn: G.AllenBurton, Jr. 2002 [8]
Bảng 3. Đánh giá rủi ro của KLN trong trầm tích theo SQGs

Mức độ ảnh hưởng

Không liên quan đến các ảnh hưởng
< TEL
sinh học bất lợi
TEL
Giữa
Có thể thỉnh thoảng có liên quan
và
TEL – PEL đến ảnh hưởng sinh học bất lợi
PEL
Thường liên quan đến các ảnh
> PEL
hưởng sinh học bất lợi
< LEL
Trầm tích có thể không ô nhiễm
LEL
Giữa
và
Ảnh hưởng vừa phải
LEL – SEL
SEL
> SEL
Ảnh hưởng nghiêm trọng
< ERL
Khoảng tác động tối thiểu
ERL
Giữa
và
Ảnh hưởng đôi khi có thể xảy ra
ERL – ERM
ERM

> ERM
Ảnh hưởng thường xuyên xảy ra
SQGs

Hình 1. Sơ đồ của 8 điểm lấy mẫu trầm tích (S1-S8)

2.2. Phương pháp xác định các dạng hóa học của KLN
trong trầm tích
Các dạng hóa học của KLN trong trầm tích được chiết
xuất tuần tự theo phương pháp của A.Tessier và cộng sự [6].
2.3. Phương pháp đánh giá rủi ro
2.3.1. Đánh giá rủi ro của KLN trong trầm tích theo RAC
RAC (Risk Assessment Code) được Perin và cộng sự
(1985) sử dụng để đánh giá rủi ro của KLN trong trầm tích
dựa vào tỷ lệ các dạng của kim loại ở dạng trao đổi (F1) và
dạng liên kết với cacbonat (F2) [7].
𝑹𝑨𝑪 (%) =

𝐅𝟏+𝐅𝟐
𝐅𝟏+𝐅𝟐+𝐅𝟑+𝐅𝟒+𝐅𝟓

. 100

Dựa vào tỷ lệ phần trăm của RAC, mức độ rủi ro của
KLN trong trầm tích được đánh giá như ở Bảng 1.

(Nguồn: Sanjay Kumar Sundaray [12])

3. Kết quả nghiên cứu và bàn luận
3.1. Các dạng hóa học của Pb trong trầm tích tại Bàu

Tràm
Kết quả xác định hàm lượng các dạng hóa học của kim
loại Pb trong trầm tích ở 8 điểm thu mẫu tại hồ Bàu Tràm
(S1→S8) cho thấy, hàm lượng Pb ở dạng trao đổi (F1) chỉ
có mặt tại các địa điểm lấy mẫu S4 (0,03 mg/kg); S6 (0.01
mg/kg) và S8 (0.08 mg/kg). Ở dạng liên kết với cacbonat
(F2), hàm lượng Pb trung bình là 0,43 mg/kg, lớn hơn nhiều
so với hàm lượng Pb dạng trao đổi (Bảng 4). Điều này có
thể giải thích do Pb này có ái lực tốt đối với cacbonat và có
thể tạo kết tủa với các muối cacbonat. Theo Zerbe và cộng


94

sự (1999), sự tồn tại của dạng liên kết F2 phụ thuộc nhiều
vào giá trị pH và lượng cacbonat trong trầm tích [15].
Nghiên cứu của Binod Bihari Nayak và cộng sự (2011)
về hàm lượng Pb trong trầm tích lưu vực sơng MahanadiẤn Độ cho thấy, hàm lượng Pb trung bình của dạng F1 tại
các điểm thu mẫu khoảng 0,86 – 5,83 mg/kg và hàm lượng
Pb ở dạng F2 dao động trong khoảng 1,07 – 8,25 mg/kg
[12]. Theo kết quả nghiên cứu của Zerbe và cộng sự (1999)
tại hồ Goreckie-Phần Lan thì hàm lượng trung bình dạng
F1 (Pb) = 0,04 mg/kg và dạng F2 (Pb) = 9,85 mg/kg [15].
Còn hàm lượng kim loại Pb ở dạng F1 không phát hiện thấy
và dạng F2(Pb) dao động trong khoảng 2,94 – 10,27 mg/kg
trong nghiên cứu của Luo Mingbiao và cộng sự (2008)
trong trầm tích hồ Poyang - Trung Quốc [16].
Như vậy, nhìn chung so sánh với nghiên cứu của các
tác giả khác thì hàm lượng KLN Pb ở dạng F1 và F2 trong
nghiên cứu của chúng tôi tại hồ Bàu Tràm thấp hơn và hàm

lượng Pb ở dạng liên kết với cacbonat lớn hơn so với KLN
Pb dạng trao đổi.
Đối với dạng liên kết với oxit sắt-mangan (F3), hàm
lượng F3(Pb) trong các mẫu cao nhất là 4,97 mg/kg. Ở
dạng liên kết này, Pb được hấp phụ trên bề mặt của oxit
sắt-mangan và không bền trong điều kiện khử, dẫn đến Pb
trong trầm tích sẽ được giải phóng vào pha nước.
Hàm lượng Pb ở dạng liên kết với các hợp chất hữu cơ
(F4) giảm theo thứ tự các điểm S3 > S6 > S5 = S7 > S4 >
S1 > S2 > S8. Kim loại Pb liên kết với các chất hữu cơ
khác nhau trong trầm tích như: sinh vật, sản phẩm phân
giải của chất hữu cơ, chất hữu cơ bao phủ bên ngoài hạt
đất,… Do đặc tính tạo phức và peptit hóa của các chất hữu
cơ làm cho Pb tích lũy lại trong trầm tích (các chất hữu
cơ bị oxy hóa, phân giải dẫn đến sự giải phóng Pb vào
trong trầm tích).
Hàm lượng Pb có trong dạng tồn dư (F5) chiếm phần lớn
tổng hàm lượng Pb có trong các mẫu trầm tích. Hàm lượng
Pb cao nhất tại điểm S4 (49,09 mg/kg) và thấp nhất tại điểm
S6 (1,75 mg/kg). Trong dạng này, Pb được nằm trong cấu
trúc tinh thể của các khoáng vật nguyên sinh và thứ sinh, rất
khó giải phóng ra mơi trường dưới các điều kiện tự nhiên.
Do tác động của các q trình phong hóa hóa học và phong
hóa sinh học, các kim loại trong đó có Pb dần dần được giải
phóng ra mơi trường trầm tích. Nghiên cứu của Binod Bihari
Nayak và cộng sự đã chỉ ra hàm lượng Pb trong các mẫu có
giá trị từ 41,86 mg/kg - 80,21 mg/kg và giá trị trung bình là
66,54 mg/kg; gấp 3 lần giá trị trung bình của các mẫu trầm
tích tại Bàu Tràm (27,45 mg/kg) [12].
Qua kết quả phân tích trên, hàm lượng Pb ở các dạng

hóa học khác nhau trong trầm tích có sự sai khác với nhau
tương đối lớn ở mỗi địa điểm lấy mẫu. Hàm lượng Pb có
trong các mẫu trầm tích nghiên cứu được sắp xếp theo thứ
tự giảm dần: S7 (60,93 mg/kg) > S4 (56,44 mg/kg) > S3
(50,68 mg/kg) > S 2 (49,71 mg/kg) > S 1 (38,02 mg/kg) >
S5 (14,87 mg/kg) > S6 (10,05 mg/kg) > S8 (6,52 mg/kg).
Các dạng hóa học của Pb có trong trầm tích tại Bàu
Tràm được sắp xếp theo thứ tự: dạng tồn dư (F5) > dạng
liên kết với oxit sắt-mangan (F3) > dạng liên kết với các
hợp chất hữu cơ (F4) > dạng liên kết với cacbonat (F2) >
dạng trao đổi (F1). Kết quả nghiên cứu này của chúng tơi

Đoạn Chí Cường, Võ Văn Minh, Lê Thị Mai Hạnh

cũng giống với nghiên cứu của Sanjay Kumar Sundaray
trong trầm tích tại lưu vực sông Mahanadi, Ấn Độ [12].
Tuy nhiên, trong nghiên cứu về sự ơ nhiễm và biệt hóa
KLN trong trầm tích sơng Buyak Menderes và sơng Gediz
– Thổ Nhĩ Kỳ của Akcay và cộng sự (2003) [10] thì ở sơng
Gediz, thứ tự sắp xếp các dạng hóa học của Pb trong trầm
tích là: F5 = F3 > F2 > F4 > F1; cịn ở sơng Buyak
Menderes thứ tự sắp xếp là: F5 > F3 > F4 > F2 > F1; tương
tự với nghiên cứu của S.K. Sundaray và cộng sự tại lưu vực
sơng Mahanadi [12]. Cịn trong nghiên cứu của Zerbe và
cộng sự (1999) về trầm tích tại hồ Goreckie thì các dạng
của kim loại Pb được sắp xếp theo thứ tự: F3 (34%) = F5
(34%) > F2 (21%) > F4 (10%) > F1 (0,8%) [15]. Như vậy,
các kết quả nghiên cứu này có sai khác với nghiên cứu tại
Bàu Tràm của chúng tơi nhưng khơng đáng kể, đó là tổng
F1+F2 < F3+F4+F5.

So sánh hàm lượng Pb tổng số có trong các mẫu trầm
tích ở hồ Bàu Tràm với hàm lượng Pb quy định theo Quy
chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng trầm tích thì tổng
hàm lượng Pb vẫn nằm trong TCCP của QCVN 43:2012/
BTNMT.
Bảng 4. Các dạng hóa học của Pb ở các vị trí lấy mẫu tại Bàu
Tràm (mg/kg)

F2
F3
F4
F5
Tổng
Điểm thu F1
mg/kg
mẫu
S1
0,00 0,44 3,77 2,69 31,12 38,01
S2
0,00 0,19 4,42 2,42 42,68 49,72
S3
0,00 1,71 3,39 4,59 40,99 50,68
S4
0,03 0,39 4,06 2,87 49,09 56,44
S5
0,00 0,23 4,97 2,97 6,70 14,87
S6
0,01 0,15 4,95 3,19 1,75 10,04
S7
0,00 0,20 3,53 2,97 45,23 51,92

S8
0,08 0,10 2,83 1,43 2,08
6,52
Min
0,00 0,10 2,83 1,43 1,75
6,52
Max
0,08 1,71 4,97 4,59 49,09 56,44
Trung
0,02 0,43 3,99 2,89 27,45 34,78
bình
3.2. Đánh giá rủi ro của Pb trong trầm tích tại Bàu Tràm
theo RAC
“Bioavailable heavy metals” là hàm lượng KLN ở hai
dạng trao đổi (F1) và dạng liên kết với cacbonat (F2). Hai
dạng này liên kết với hạt trầm tích bằng liên kết yếu. Trong
điều kiện pH và oxi hóa-khử thuận lợi, kim loại sẽ được
hịa tan và có thể được hấp thụ bởi các thực vật thủy sinh
hoặc tiêu hóa bởi động vật, gây ngộ độc môi trường .
“Nonbioavailable heavy metals” là hàm lượng KLN ở ba
dạng còn lại: dạng liên kết với oxit sắt-mangan (F3), dạng
liên kết với các hợp chất hữu cơ (F4) và dạng tồn dư (F5).
Những dạng này khó giải phóng ở điều kiện thường, chỉ
khi gặp điều kiện mơi trường thuận lợi hoặc oxy hóa, các
dạng này mới được giải phóng. Vì khó tách và tồn tại ở
dạng khó hấp thụ nên thành phần này khơng gây độc cho
môi trường [12], [14].
Trong 8 điểm thu mẫu, tổng hàm lượng F1 + F2 của S3
cao nhất (1,71 mg/kg) và thấp nhất là S6 (0,16 mg/kg).
Hàm lượng trung bình của F3 + F4 + F5 là 0,44 mg/kg

(Bảng 5).


ISSN 1859-1531 - TẠP CHÍ KHOA HỌC VÀ CƠNG NGHỆ ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG, SỐ 11(84).2014, QUYỂN 1

Bảng 5. Hàm lượng (mg/kg) và phần trăm các các dạng hóa học
của Pb ở các vị trí lấy mẫu tại Bàu Tràm

Điểm thu F1+F2 F3+F4+F5 F1+F2 F3+F4+F5
mg/kg
%
mẫu
S1
0,44
37,58
1,15
98,85
S2
0,19
49,52
0,39
99,61
S3
1,71
48,97
3,38
96,62
S4
0,43
56,01

0,75
99,25
S5
0,23
14,65
1,53
98,47
S6
0,16
9,89
1,55
98,45
S7
0,20
51,72
0,38
99,62
S8
0,18
6,34
2,81
97,19
Min
0,16
6,34
0,38
96,62
Max
1,71
56,01

3,38
99,62
Trung bình
0,44
34,33
1,49
98,51
Kết quả ở bảng 5 cho thấy, ∑(F1+F2) (%) ở các điểm
thu mẫu S2 (0,39%); S4 (0,75%) và S7 (0,38%) nhỏ hơn
1%. Trong khi đó, ∑(F1+F2) (%) ở các điểm thu mẫu S1
(1,15%); S3 (3,38%); S5 (1,53%); S6 (1,55%) và S8 là
2,81%; các kết quả này nằm trong khoảng 1-10%. Như vậy,
dựa vào Bảng Đánh giá rủi ro của KLN theo RAC (Bảng
1), các điểm S2, S4, S7 khơng có rủi ro, và các điểm S1,
S3, S5, S6 và S8 có mức độ rủi ro thấp.
Trong nghiên cứu của Liu Honglei và cộng sự (2008)
về sự phân bố các dạng hóa học của Pb trong trầm tích tại
hồ Moshui quận Hangyang, thành phố Vũ Hán cho thấy
theo đánh giá của RAC thì kim loại Pb có mức độ rủi ro
thấp với hàm lượng kim loại Pb ở dạng trao đổi và dạng
liên kết với cacbonat chiếm 6,5% trên tổng 5 dạng hóa học
[11]. Theo nghiên cứu của Dekun Hou và cộng sự (2013)
về đánh giá rủi ro của một số KLN trong trầm tích hồ
Dalinouer-Trung Quốc thì Pb ở dạng F1 chiếm 1,05% và
dạng F2 chiếm đến 60,70% [17]; tương tự với kết quả của
Tessier và cộng sự (1979) khi nghiên cứu về các dạng hóa

95

học của Pb trong trầm tích sơng [6]. Nghiên cứu của Xuyin

Yuan và cộng sự (2014) cho thấy giá trị RAC của Pb trong
trầm tích sơng Nam Kinh có nguy cơ rủi ro từ trung bình
đến cao (15,0-32,8%), điều này được tác giả giải thích rằng
có liên quan với khí thải giao thông chứa một hàm lượng
đáng kể kim loại Pb. Cịn giá trị RAC của Pb trong trầm
tích sơng Dương Tử và hồ Taihu cho thấy rủi ro ở mức thấp
và trung bình (7,9-27,7%) [18].
Theo C.K.Jain (2003) khi nghiên cứu trầm tích sơng
Yamuna, Ấn Độ cho thấy, có khoảng 30-50% hàm lượng
kim loại Pb tồn tại ở dạng trao đổi – một dạng mà sinh vật
dễ dàng hấp thụ. Vì vậy, sự tồn tại kim loại Pb có khả năng
gây nguy hiểm cho môi trường thủy vực nơi đây [9]. Một
nghiên cứu khác của Sanjay Kumar Sundaray và cộng sự
(2011) trong trầm tích cửa sơng Mahanadi, Ấn Độ cho thấy
RAC (Pb) nằm trong khoảng 1,93 – 14,08%; nguy cơ rủi
ro ở mức trung bình [12].
Như vậy, rủi ro của kim loại Pb ở trầm tích hồ Bàu
Tràm khi đánh giá theo RAC trong nghiên cứu này của
chúng tôi chỉ ở mức độ thấp (RAC(Pb) = 0,38 – 3,38).
3.3. Đánh giá rủi ro của Pb trong trầm tích tại Bàu Tràm
theo SQGs
Kết quả đánh giá rủi ro kim loại Pb trong trầm tích theo
SQGs được trình bày trong Bảng 6.
So sánh với ngưỡng tác động của Pb trong trầm tích theo
SQGs (Bảng 2) cho thấy 37,5% số điểm thu mẫu có hàm
lượng Pb dưới TEL; 62,5% số điểm thu mẫu nằm trong
khoảng TEL – PEL, và khơng có mẫu nào vượt quá PEL.
Khi so sánh với các nhóm chất lượng trầm tích theo LEL –
SEL và ERL - ERM thì cũng thu được kết quả tương tự.
So sánh với bảng Đánh giá rủi ro của KLN trong trầm

tích theo SQGs (Bảng 3), cho thấy kim loại Pb trong trầm
tích mặt tại khu vực nghiên cứu có thể thỉnh thoảng có liên
quan đến các ảnh hưởng sinh học bất lợi.

Bảng 6. Đánh giá rủi ro kim loại Pb trong trầm tích theo SQGs

Nhóm
Giá trị (mg/kg)
Số mẫu
% số mẫu
Số mẫu
% số mẫu
Số mẫu
% số mẫu

Các nhóm chất lượng trầm tích
TEL và PEL
LEL và SEL
TEL
PEL
LEL
SEL
35
91.3
31
250
So sánh với TEL và PEL
< TEL
Giữa TEL - PEL
S5, S6, S8

S1, S2, S3, S4, S7
37,5%
62,5 %
So sánh với LEL và SEL
< LEL
Giữa LEL - SEL
S5, S6, S8
S1, S2, S3, S4, S7
37,5%
61 %
So sánh với ERL và ERM
< ERL
Giữa ERL - ERM
S5, S6, S8
S1, S2, S3, S4, S7
37,5%
61,5 %

Trong nghiên cứu của Sanjay Kumar Sundaray và cộng
sự (2011) cho thấy 18,4% số mẫu hàm lượng kim loại Pb
nằm trong khoảng TEL-PEL; 80,6% số mẫu vượt quá PEL.
Nhóm LEL-SEL tương tự. Riêng nhóm ERL–ERM, 100%

ERL và PEL
ERL
ERM
35
110
> PEL
Khơng có

> SEL
Khơng có

> ERM
Khơng có

số mẫu nằm giữa khoảng ERL–ERM. Mặc dù có sự khác
biệt nhỏ nhưng kim loại Pb là mối quan tâm trong khu vực
nghiên cứu hiện tại và có thể có tác động sinh học tiêu cực
[12].


Đoạn Chí Cường, Võ Văn Minh, Lê Thị Mai Hạnh

96

Nghiên cứu của LIU Honglei và cộng sự (2008) cho
thấy có 2/5 địa điểm lấy mẫu có nồng độ Pb trên LEL
nhưng thấp hơn nhiều so với SEL. Nồng độ Pb ở các khu
vực khác có dấu hiệu tăng khi giảm chiều sâu và sau đó giữ
một giá trị khơng đổi ở các trầm tích nơng. Kết quả cũng
chỉ ra rằng do q trình phát triển cơng nghiệp hóa, đơ thị
hóa đã dẫn đến xu hướng tích lũy tăng dần nồng độ Pb
trong trầm tích, gây suy thối mơi trường thủy sinh ở các
hồ đô thị [11].
Theo Ruichao Guo - Xingyuan He (2013) nghiên cứu
trầm tích bề mặt trên thượng nguồn sông Hun, Đông Bắc
Trung Quốc cho thấy đa số điểm thu mẫu dưới TEL và
ERL. Phần lớn kim loại Pb xuất phát từ hoạt động của con

người [13].
4. Kết luận
Các dạng hóa học của kim loại Pb trong trầm tích tại
Bàu Tràm có thứ tự giảm dần như sau: dạng tồn dư (F5) >
dạng liên kết với oxit sắt-mangan (F3) > dạng liên kết với
các hợp chất hữu cơ (F4) > dạng liên kết với cacbonat (F2)
> dạng trao đổi (F1). Tổng hàm lượng Pb có trong trầm tích
tại Bàu Tràm vẫn nằm trong TCCP của QCVN 43:2012/
BTNMT.
Kết quả đánh giá rủi ro kim loại Pb trong trầm tích tại
Bàu Tràm theo RAC cho thấy tại các điểm lấy mẫu khác
nhau, hàm lượng Pb và mức độ khả dụng sinh học cũng
khác nhau. Đánh giá rủi ro theo RAC cho thấy sự tồn tại
của kim loại Pb đã đặt ra nguy cơ rủi ro môi trường tại khu
vực nghiên cứu và có thể có tác động sinh học tiêu cực tới
môi trường theo SQGs như gây độc cho hệ sinh thái qua
chuỗi thức ăn, đe dọa đến đời sống sinh vật và chất lượng
mơi trường.
Việc phân tích các dạng hóa học của kim loại, đại diện
là chì trong trầm tích giúp cho công việc đánh giá rủi ro
kim loại dễ dàng và chính xác hơn đồng thời cũng giúp cho
nhà đánh giá có thể hiểu rõ bản chất tồn tại của kim loại để
có những biện pháp quản lý phù hợp.
TÀI LIỆU THAM KHẢO
[1] Wim, S. and F. Ulrich, Sediments and the Transport of Metals, in
Metals in the Hydrocycle. (1984), Springer Berlin Heidelberg. p. 6398.
[2] Hoàng Thị Thanh Thủy, Từ Thị Cẩm Loan, Nguyễn Như Hà Vy,
Nghiên cứu địa hoá mơi trường một số kim loại nặng trong trầm tích
sơng rạch TP. Hồ Chí Minh. Tạp chí phát triển Khoa học và Công

[3]

[4]

[5]

[6]

[7]

[8]
[9]
[10]

[11]

[12]

[13]

[14]

[15]
[16]

[17]

[18]

nghệ, 2007. 10(1): p. 47-54.

D., M.D., I.C. G., and B.T. A., Development and evaluation of
consensus-based sediment quality guidelines for freshwater
ecosystems. Arch Environ Contam Toxicol, 2000. 39(1): p. 20-31.
Li-Siok, N. and L. Poh-Eng, Speciation patterns of heavy metals in
tropical estuarine anoxic and oxidized sediments by different
sequential extraction schemes. Science of The Total Environment,
2001. 275(1–3): p. 53-61.
Dương Thị Tú Anh, Vũ Đức Lợi, Phân tích dạng một số kim loại
nặng trong trầm tích thuộc lưu vực sơng Nhuệ và sơng Đáy. Tạp chí
phân tích hóa, lý và sinh học, 2010. 15(4): p. 27-35.
A., T., C. P.G.C., and B. M., Sequential Extraction Procedure for
the Speciation for the of particulate trace metals. Analytical
Chemistry, 1979. 51: p. 844-851.
Perin, G., et al. Heavy metal speciation in the sediments of Northern
Adriatic Sea. A new approach for environmental toxicity
determination. in International Conference on Heavy Metals in the
Environment. 1985.
Allen, B.J.G., Sediment quality criteria in use around the world.
Limnology, 2002. 3(2): p. 65-76.
K., J.C., Metal fractionation study on bed sediments of River
Yamuna, India. Water Research, 2004. 38(3): p. 569-578.
H., A., O. A., and K. C., Study of heavy metal pollution and
speciation in Buyak Menderes and Gediz river sediments. Water
Research, 2003. 37(4): p. 813-822.
Honglei, L., et al., Fraction distribution and risk assessment of
heavy metals in sediments of Moshui Lake. Journal of Environmental
Sciences, 2008. 20(4): p. 390-397.
Kumar, S.S., et al., Geochemical speciation and risk assessment of
heavy metals in the river estuarine sediments—A case study:
Mahanadi basin, India. Journal of Hazardous Materials, 2011.

186(2–3): p. 1837-1846.
Guo, R. and X. He, Spatial variations and ecological risk assessment
of heavy metals in surface sediments on the upper reaches of Hun
River, Northeast China. Environmental Earth Sciences, 2013. 70(3):
p. 1083-1090.
Trần Thị Lệ Chi. Phân tích dạng kim loại chì (Pb) và Cadimi (Cd)
trong đất và trầm tích bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên
tử, in Khoa Hóa. 2010, Trường Đại học Sư phạm: Đại học Thái
Nguyên. p. 84.
J., Z., et al., Speciation of Heavy Metals in Bottom Sediments of
Lakes. Journal of Environmental Studies, 1999. 8(5): p. 331-339.
Mingbiao, L., et al., Study of heavy metal speciation in branch
sediments of Poyang Lake. Journal of Environmental Sciences,
2008. 20(2): p. 161-166.
Dekun, H., et al., Distribution characteristics and potential
ecological risk assessment of heavy metals (Cu, Pb, Zn, Cd) in water
and sediments from Lake Dalinouer, China. Ecotoxicology and
Environmental Safety, 2013. 93(0): p. 135-144.
Xuyin, Y., et al., Sediment properties and heavy metal pollution
assessment in the river, estuary and lake environments of a fluvial
plain, China. CATENA, 2014. 119(0): p. 52-60.

(BBT nhận bài: 24/06/2014, phản biện xong: 01/07/2014)