ô nhiếm đất bởi asen và xử lý đất ô nhiễm asen

MỤC LỤC
MỤC LỤC 1
3.1.1. Phong hóa đá mẹ 13
3.1.2. Hòa tan kim loại nặng từ khoáng vật đất 13
3.1.2.1. Ảnh hưởng của tính axit đến khả năng hòa tan của kim loại 14
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
KHOA MÔI TRƯỜNG
======= o O o =======
Môn học:
Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT
Tiểu luận:
Ô NHIẾM ĐẤT BỞI ASEN VÀ XỬ LÝ ĐẤT Ô NHIỄM ASEN
Giảng viên : PGS.TS. Lê Đức
Học viên : Lương Thị Thúy Chinh
Lớp : Cao học Môi trường-K18
3.1.2.2. Ảnh hưởng của thế oxi hóa - khử đến khả năng hòa tan của kim loại 15
Một số kim loại độc tiềm tàng tồn tại trong đất ở nhiều trạng thái oxi hóa, trong đó, quan
trọng nhất là Fe, Mn, Cr, Cu, As, Ag, Hg và Pb. Cân bằng oxi hóa khử trong đất bị chi phối
bởi pe (logarite âm của hoạt tính e thủy hóa tự do) trong dung dịch đất 15
Khi điều kiện oxi hóa đất thay đổi, tỷ lệ của các dạng oxi hóa / dạng khử cũng thay đổi. Ví
dụ, khi có hai khoáng trong đất, chứa cùng một nguyên tố, nhưng khác nhau về trạng thái
oxi hóa và đang bị khử trong đất (như thêm vào điện tử) thì khoáng oxi hóa sẽ bị hòa tan, và
khoáng khử sẽ bị kết tủa. Nếu đất bị oxi hóa thì ngược lại. Kim loại nhìn chung ít tan khi
tồn tại trong trạng thái oxi hóa cao. Fe và Mn là hai nguyên tố đất quan trọng nhất thường
gặp có nhiều trạng thái oxi hóa. Khả năng của oxit Mn và trong một phạm vi thấp hơn là
oxit Fe, trực tiếp oxi hóa các kim loại khác hoặc xúc tác cho các quá trình oxi hóa kim loại
bởi oxi, có thể đóng vai trò quan trọng trong việc làm giảm độ hòa tan của nguyên tố vi
lượng (Mc Bride, 1989). Co và Pb có thể bị oxi hóa theo cách này trên bề mặt của Oxit
mangan. McBride cũng mô tả một số phản ứng oxi hóa khử liên quan đến các trạng thái oxi
hóa khác nhau của Fe, như sự khử của oxit sắt với sự có mặt của các phân tử hữu cơ 16

Trong hầu hết các chuyển hóa oxi hóa khử khoáng, cả phản ứng oxi hóa khử và pH đóng vai
trò quan trọng trong sự hòa tan của kim loại vết. Điều đó có nghĩa rằng cả e và p tham gia
vào quá trình phản ứng. Điều này có thể được minh họa bằng trường hợp của Mn. Tính tan
của Mn2+ trong đất bị chi phối bởi β-MnO2 trong điều kiện đất có pH+pe >16.62, bởi γ-
MnOOH ở thế oxi hóa khử thấp hơn, và bởi MnCO3 cũng ở thế oxi hóa khử thấp hơn, phụ
thuộc vào hàm lượng CO2 (Lindsay và Sadiq, 1983). 16
Những ảnh hưởng của thế oxi hóa khử có khả năng lớn hơn so với tính axit trong việc xác
định hoạt tính của Mn hòa tan trong đất. Tuy nhiên, khi không ở trạng thái oxi hóa, việc
giảm pH sẽ dẫn đến tăng độ hòa tan của Mn. Sự hòa tan/ phân ly của galena (PbS) trong đất
cũng bị kiểm soát bởi pe + pH. Ví dụ, galena (PbS) không thể hình thành tại pe + pH > 4,59
trong đất axit, và dưới giá trị thế oxy hóa - khử này thì độ hòa tan của Pb2+ sẽ chịu sự kiểm
soát của PbS mà không phải của SO42- hay bất kỳ dạng sulfur nào khác. 16
Thí nghiệm chứng minh đã chỉ ra rằng hoạt tính của Fe2+ trong dung dịch đất bị chi phối
bởi FeCO3 dưới pH+pe =8.5 và trên giá trị này là bởi Fe3(OH)8 (Schwab và Lindsay,
1983). Ở pH thấp các tác giả này chỉ ra rằng γ-FeOOH và α-FeOOH là những dạng rắn
chính kiểm soát sự hòa tan của Fe2+ 16
Các phân tử hữu cơ trong đất đóng vai trò quan trọng trong những phản ứng ôxy hóa - khử.
Liên kết chặt với nhóm chức trong các phân tử hữu cơ có thể làm cân bằng trạng thái oxi
hóa khử nhất định của kim loại, kiềm chế các phản ứng ôxy hóa - khử có thể xảy ra nhanh
(McBride, 1989) 16
Nhiều chuyển hóa ôxy hóa - khử kim loại là quá trình vô cơ. Một vài phản ứng có thể diễn
ra khi có mặt các sinh vật sống vì điều kiện cần của các phản ứng này là những cơ chất hữu
cơ dễ bị ôxy hóa, mà các cơ chất này không nằm trong các quá trình sinh học của bản thân
các sinh vật đó 16
Hai dạng chính của chuyển hóa hóa học có thể liên quan tới sự giảm độ linh động và sự sẵn
có của các nguyên tố vết dưới điều kiện ngập nước và điều kiện khử trong đất: 17
(i) Sự hình thành sulfite không tan và 17
(ii) Sự hình thành của carbonate riêng biệt, oxit kim loại và hydroxit với độ tan thấp 17
Ở cây trồng trong đất ngập nước, người ta đã quan sát được sự thiếu hụt và giảm hấp thụ
của một loạt các nguyên tố vết. Bingham và cộng sự (1976); Reddy và Patrick (1977) cũng

được ghi nhận được sự giảm độ hòa tan và mức hấp thụ thấp của Cd trong đất 17
Những ảnh hưởng này đã được công bố đối với các loại cây trồng và trạng thái đất khác xa
nhau, bao gồm loài cây Erica cineria và cây Erica tetralix trong đất đàm lầy chứa than bùn ở
Anh (Jones và Etherington, 1970), cây lúa trên những cánh đồng (như Weeraratna, 1969;
Benckiser và cộng sự, 1984) và ngô trong diều kiện đất bị ngập úng (Iu và cộng sự, 1982).
17
Việc tăng lượng hút thu Co của loài đậu và ngô ngọt trong điều kiện đất ngập nước cũng đã
được công bố (Iu và cộng sự, 1982). Sự thiếu hụt của một loạt các kim loại vết và giảm hút
thu kim loại đã được theo dõi trong quá trình sinh trưởng của cây trồng trong điều kiện đất
ngập nước. 17
Khả năng hòa tan thấp và sự hút thu Cd (như Bingham và cộng sự, 1976; Reddy và Patrick,
1977), Hg (Kothny, 1973) và Zn (Forno và cộng sự, 1975) đã được theo dõi. Vấn đề lớn
nhất lien quan tới sự thiếu hụt Zn trong quá trình sinh trưởng của cây lúa ở điều kiện bị
ngập và giảm ở đất trồng lúa (như Gangwar và Mann, 1972; Forno và cộng sự, 1975;
Mikkelsen và Brandon, 1975; IRRI, 1977; Sajwan và Lindsay, 1986). 17
Một vài ý kiến đã được đưa ra để giải thích nguyên nhân của sự thiếu hụt Zn trong điều kiện
đất bị ngập, bao gồm việc hình thành Zn sunphit không tan (Kittick, 1976), ảnh hưởng của
việc bổ sung photpho, đã giảm Zn hút thu qua việc hình thành phức khoáng (như Seatz và
Jurinak, 1975; Stanton và Berger, 1970), hoặc là ảnh hưởng của việc giảm phức Fe và Mn
với Zn để hình thành khoáng franklinite (Sajwan và Lindsay, 1986) 17
3.1.3. Trao đổi ion, hấp phụ và hóa hấp thụ 17
Để mô tả đầy đủ độ hòa tan của ion kim loại trong dung dịch đất, chúng ta phải hiểu được
sự phân tách của ion kim loại giữa pha rắn và pha lỏng. Đến nay, ta đã biết rằng toàn bộ
chuỗi các quá trình trao đổi liên quan tới thời gian và hoạt động hấp phụ trên bề mặt các hạt.
Cơ chế chuyển rời các ion từ dung dịch bao gồm trao đổi ion ở bề mặt tích điện như các sét
silicate và các phân tử hữu cơ hoặc hóa hấp thụ không trao đổi ở các bề mặt khoáng như
oxit, hydoxit và Al - silicate vô định hình của Fe, Mn. Các vị trí tích điện vĩnh viễn của
khoáng sét silicate và các vị trí tích điện phụ thuộc vào pH của các chất hữu cơ giữ các
cation kim loại bởi lực hút tĩnh điện. Trong điều kiện pH thấp (có lợi cho sự thủy phân), vị
trí hóa trị 2 và 3 và cation kim loại có thể trao đổi vào các tầng silicate 17

Các cation kim loại như Pb2+, Cu2+, hoặc Cd2+ phải cạnh tranh các vị trí trao đổi với các
ion phổ biến hơn như Ca và Mg. Ít khi tồn tại lực hút tĩnh điện mạnh của ion kim loại dạng
trao đổi. Thay vào đó, cần nhiều cơ chế hấp phụ riêng để giải thích sự cố định này, các
nghiên cứu về tính linh động của kim loại trong đất cho thấy các ion kim loại ít hòa tan và
khó chiết tách 18
Vì hầu hết các nghiên cứu về sự cố định kim loại nặng trong đất khoáng chỉ ra sự tạo phức
không trao đổi, các quá trình cố định đặc biệt này thường được mô tả như hấp phụ, hóa hút
thu hoặc, thông dụng hơn, các quá trình hút thu. McBride (1989) đưa ra ba dạng chính thể
hiện sự hình thành liên kết bề mặt đặc trưng kim loại - khoáng: 18
(i)Ở mức độ cao, đặc trưng là oxit cho các kim loại riêng biệt (Kinniburgh và cộng sự,
1976) 18
(ii)Sự giải phóng của 2 ion H+ cho mỗi ion M2+ bị hấp phụ (Forbes và cộng sự, 1976) và 18
(iii)Sự thay đổi tính chất điện tích bề mặt của oxit như là kết quả của hấp phụ (Stumm và
Morgan, 1981) 18
Kỹ thuật quang phổ, đặc biệt là ESR (cộng hưởng điện) và các thủ tục quan sát tia cực tím
UV, cũng xác nhận sự hấp phụ đặc trưng của kim loại. Có bằng chứng về sự trao đổi và hấp
phụ trong số lớn các dạng nguyên tố, gồm ba ion thủy hóa: Cu2+, Cd2+, Zn2+, nhưng chỉ ở
các cặp ion hoặc các phức như CuCl+, CuOH+, ZnOH+ và ZnCl+, dạng thủy phân như
Cu(OH)2 hoặc thậm chí các phức kim loại khác như NiNO3 (Mattigod et al, 1979, 1981;
McBride, 1989). Cũng có bằng chứng cho một loạt bề mặt hấp phụ, gồm silica,
Aluminosilicate vô định hình và Al hydroxit cũng như các bề mặt hấp phụ quan trọng nhất
là các oxit Fe và Mn. Oxit vô định hình của Si, Al và Silicat lớp kém quan trọng hơn so với
oxit Fe và Mn trong vai trò bề mặt hấp phụ kim loại. Jenne (1977) đã nêu giả thiết rằng vai
trò cơ bản của silicat phân lớp là làm cơ chất cho oxit Fe và Mn vô định hình kết tủa. Robert
và Terce (1989) cũng xác nhận rằng gel hoặc lớp phủ bên ngoài của hợp chất Fe, Al trên bề
mặt sét có các tính chất hấp phụ cation kim loại quan trọng. Sự phức tạp của các quá trình
hấp phụ kim loại trong đất là do số lượng lớn các dạng kim loại có thể có, bề mặt hấp phụ
và cơ chế liên kết. McBride (1989) đưa ra tổng quan các nghiên cứu hiện tại về cơ chế hấp
phụ khoáng - kim loại và Barrow (1989) cũng đề cập đến các vấn đề khi đơn giản hóa các
quá trình hấp phụ 18

3.1.3.1. Thứ tự ái lực của kim loại trong quá trình hấp phụ 19
Một quan điểm được chấp nhận phổ biến là sự hấp phụ đặc trưng các kim loại của các
khoáng có liên quan đến độ thủy phân của ion kim loại. Tăng hoạt tính của các kim loại để
hình thành các phức chất hydroxy cũng làm tăng sự hấp phụ đặc trưng của kim loại.
Brummer (1986) thống kê thứ tự tăng độ thủy phân kim loại: Cd < Ni < Co < Zn << Cu <
Pb < Hg và các quá trình khác cũng có chung thứ tự gia tăng sự hấp phụ đặc trưng. Mối
quan hệ chặt giữa độ thủy phân kim loại và sự hấp phụ đặc trưng đã được xây dựng riêng
cho goethite và haematite, mặc dù hai khoáng này không có cùng một hành vi 19
Bảng 5. Chuỗi ái lực dự đoán của kim loại với các cation hóa trị hai, 19
dựa trên các tính chất của kim loại 19
3.1.3.2 Bản chất của hấp phụ kim loại 20
3.1.3.3. Sự giải hấp và tính không ổn định của kim loại 22
3.1.3.4. Yếu tố ảnh hưởng đến hấp phụ kim loại trong đất 22
3.1.3.5. Lượng hấp phụ kim loại trong đất 24
3.1.4. Chelate hóa và tạo phức với các hợp chất hữu cơ 25
3.1.5. Di động, rửa trôi và vận chuyển 27
I. TỔNG QUAN VỀ ASEN
As là nguyên tố hình thành tự nhiên trong vỏ trái đất. As nguyên chất là kim loại
màu xám, nhưng dạng này ít tồn tại trong thiên nhiên. Người ta thường tìm thấy As tồn
tại dưới dạng hợp chất với một hay một số nguyên tố khác như oxy, clo và lưu huỳnh …
As kết hợp với những nguyên tố trên tạo thành các hợp chất As vô cơ như các khoáng
vật: đá thiên thạch, Reagal (As
4
S
4
), Orpiment (As
2
S
3
), Arsenolite (As

2
O
3
), Arsenopyrite
(FeAs
2
, FeAsS, AsSb) …. Hợp chất của As với carbon và hydro gọi là hợp chất As hữu
cơ. Các hợp chất chứa As, cả vô cơ và hữu cơ có nguồn gốc tự nhiên hay nhân tạo. Các
dạng hợp chất hữu cơ của As thường ít độc hại so với các hợp chất As vô cơ.
Asen và các hợp chất vô cơ của nó là những chất rất độc, chúng tồn tại phổ biến
trong thiên nhiên và cũng có mặt trong sản xuất công nghiệp. Asen là một á kim màu
xám trắng, mùi tỏi, tỷ trọng là 5,7 (tỷ trọng của nước bằng 1). Khi làm nóng asen chảy ra
và thăng hoa ở nhiệt độ 613
0
C. Nó là thứ phẩm của công nghiệp luyện kim (như: Cu, Pb,
Zn, Sn, Au … ) vì trong các quặng kim loại có chứa asen như một tạp chất.
Các hợp chất vô cơ chính của asen được dùng trong công nghiệp, asen có hai dạng
thù hình, một dạng màu vàng và một dạng màu đen. Asen có thể tạo thành ba oxit là
trioxit asen, tetrioxit asen và pentoxitl asen.
- Trioxit arsen (As
2
O
3
) còn gọi là oxit arsenơ hay anhidrit arsenơ. Đó là dạng bột kết
tinh hoặc dạng vô định hình. Bột trioxit asen thô thu được từ các quặng chứa asen dư làm
thăng hoa, hàm lượng As
2
O
3
trong bột thô là 97%. Trioxit asen là nguyên liệu để chế tạo

các hợp chất asen, được sử dụng trong kỹ nghệ thủy tinh, kỹ nghệ da, làm các hóa chất
diệt côn trùng …. Trioxit asen phản ứng với nước tạo thành axit asenơ (H
3
AsO
4
); từ axit
này tạo thành các muối arsenit.
- Pentoxit asen (As
2
O
5
) hay anhidrit arsenic là dạng bột màu trắng được sử dụng
trong kỹ nghệ thủy tinh, làm hóa chất trừ sâu hại …. Pentoxit asen phản ứng với nước tạo
thành axit arsenic (H
3
AsO
4
) và từ đó tạo thành các muối arsenat ….
- Clorua asen (AsCl
3
) là dung dịch dầu, màu vàng nhạt, được sử dụng trong kỹ nghệ
gốm. Một số quặng asen cũng được sử dụng, ví dụ sunfua asen gồm sunfua đỏ (As
2
S
2
) có
tên là reanga (realgar) và sunfua vàng (As
2
S
3

) có tên là opimen (orpiment) …
Độc tính: Asen và nhiều hợp chất của nó có tính độc cao. Asen phá vỡ việc sản
xuất ATP thông qua vài cơ chế. Ở cấp độ của chu trình axít citric, asen ức chế pyruvat
dehydrogenaza và bằng cách cạnh tranh với phốtphat nó tháo bỏ phốtphorylat hóa ôxi
hóa, vì thế ức chế quá trình khử NAD+ có liên quan tới năng lượng, hô hấp của ti thể và
tổng hợp ATP. Sản sinh của perôxít hiđrô cũng tăng lên, điều này có thể tạo thành các
dạng ôxy hoạt hóa và sức căng ôxi hóa. Các can thiệp trao đổi chất này dẫn tới cái chết từ
hội chứng rối loạn chức năng đa cơ quan.
Asen nguyên tố và các hợp chất của asen được phân loại là "độc" và "nguy hiểm
cho môi trường" tại Liên minh châu Âu theo chỉ dẫn 67/548/EEC.
IARC công nhận asen nguyên tố và các hợp chất của asen như là các chất gây ung
thư nhóm 1, còn EU liệt kê triôxít asen, pentôxít asen và các muối asenat như là các chất
gây ung thư loại 1.
I. CÁC NGUỒN ĐƯA ASEN VÀO TRONG ĐẤT
2.1Nguồn tự nhiên
Nguồn tự nhiên đưa As vào trong đất là do các quá trình hoạt động của núi lửa
phun trào măc ma, địa nhiệt, do quá trình phong hóa và khoáng hóa đất.
Nguồn As trong đất là phần chính từ trong khoáng vật của đá, đó là nơi bắt nguồn
phát sinh As. As được kết tụ với MgSO
4
và quặng Fe. As trong đất có thể kết hợp các
chất tiềm ẩn trong đất một cách chậm chạp nếu khoáng chất không được hòa lẫn hoặc
không bị khuấy trộn bởi quá trình phong hóa, nước rửa trôi. Sự xuất hiện As trong môi
trường tự nhiên thường là kết hợp với đá cuội do trầm lắng trong nước, hay lưu hóa đá
theo thời tiết, nhiên liệu hóa thạch, lắng đọng khoáng chất.
Trên 200 khoáng chất có chứa As đã được nhận dạng, với xấp xỉ là 60% là
Asenate, 20% sulfide và muối sunfur, 20% còn lại gồm arsenide, arsenite, oxide và phân
tử As.
Các loại đá gốc khác nhau chứa hàm lượng As khác nhau. Hàm lượng As tự nhiên
trong đá dao động từ 0.5-2.5ppm (mg/kg), thường xuất hiện ở đá trầm tích và do núi lửa

tạp thành. Riêng đối với trầm tích sét, thì nồng độ As trong đá này có hàm lượng lớn
nhất, trung bình từ 10-15mg/kg. Hàm lượng As cao thường do sự hiện diện của các
khoáng chất cps sulfide như pyrite. Đá cặn, đá phiến sét nham thạch, đất lầy, đá bảng có
hàm lượng cao hơn, có thể lên tới 900mg/kg, đá thạch và đá vôi trong khoảng 1-
200mg/kg.
As có khả năng kết hợp mạnh mới S sinh ra các sulfur, tạo quặng As. Điều này
làm tăng thêm hàm lượng As trong đất ở những khu vực được khoáng hóa.
Trung bình trong 169 mẫu đất nguyên nhiễm (đất tự nhiên) hàm lượng As là
10mg/kg. Trong khu vực khoáng hóa và những khu vực xung quanh ở lớp đất mặt từ 0-
5cm là 424mg/kg và 29-51mg/kg. trong khi đó ở đá nguyên nhiễm chỉ có 29-51 mg/kg.
(Theo……….)
Hình 1: Nguồn chính và tỷ lệ của Arsenic trong đất và hệ sinh thái nước
Hoạt động núi lửa/ Địa nhiệt
Phong hóa đá và khoáng
HCBVTV
Bảo quản hạt
Phân bón
Bảo quản gỗ
Sơn / Hóa chất
Nông nghiệp
Công nghiệp
Thuộc da
Mạ điện
Asen
Khai khoáng
Hoạt động khác
Luyện kim
Cống thải
Nguồn gốc sinh Vật
Tự nhiên

Nhân tạo
Thực vật
Động vật/ Vi sinh vật/ Sinh vật thủy
sinh
Bảng 1. Hàm lượng As và một số kim loại khác trong các loại đá chính
Loại đá gốc As Sb Bi V Nb Ta
Đá macma
Đá siêu mafic (Dunites, peridotites,
pyroxenites)
0.5 –1.0 0.1 0.001-0.02 40-100 1-15 0.02-1.0
Đá mafic (Basalts, gabbros) 0.6-2.0 0.2-1.0 0.01-0.15 200-250 10-20 0.5-1.0
Đá trung tính (Diorites, syenites) 1.0-2.5 0.x 0.01-0.10 30-100 20-35 0.7-2.1
Đá axit (Granites, gneisses) 1.0-2.6 0.2 0.01-0.12 40-90 15-25 2.0-4.0
Đá axit (hình thành do núi lửa) (Acid
rocks (volcanic))
1.5-2.5 0.2 0.01-0.12 70 20-60 3
Đá trầm tích
Sét trầm tích 13 1.2-2.0 0.05-0.40 80-130 15-20 0.8-1.5
Đá phiến sét 5-13 0.8-1.5 0.05-0.50 100-130 15-20 1-2
Đá cát 1.0-1.2 0.05 0.10-0.20 10-60 0.05 0.05
Đá vôi 1.0-2.4 0.3 0.10-0.20 10-45 0.05 0.05
Dạng tồn tại của arsen trong đá và quặng gốc
Arsen trong các mỏ quặng nhiệt dịch tồn tại dưới dạng các khoáng vật như:
arsenopyrit (FeAsS), realgar (AsS), oripigmen (As2O3), scorodit (FeAsO4.2H2O),
loellingit (FeAs2), grexdorfit (NiAsS), glaucodot (CuFeAsS), cobaltin (CoAsS), prustit
(Ag3AsS), enargit (CuAsS4), tennantit (Cu12As4S13), nickelin (NiAs), rammensbergit
(NiAs2), chloantit (NiAs3), , trong đó khoáng vật chứa arsen phổ biến nhất trong các
mỏ khoáng sản là arsenopyrit. Đại đa số các trường hợp gặp arsen trong các vùng quặng
sulfur đa kim, trong các mỏ vàng, antimon, thuỷ ngân, cobalt, molybden, đồng, thiếc.
Bảng 2: Hàm lượng arsenopyrit và arsen trong một số vùng quặng ở Việt Nam.

TT Kiểu quặng Khu vực, vùng Diện tích
Arsenopyrit
(%)
Arsen
(g/t hoặc
%)
1
Thạch anh -
arsenopyrit-cassiterit
Quỳ Hợp 25 km
2
8-15%
2
Thạch anh -
arsenopyrit-cassiterit
Đa Lu,
Play Non hạ
0,5-4,5%
2-12,4%
3
Thạch anh -
arsenopyrit-cassiterit
Phú Lâm, Tuyên
Quang
11 km
2
0,52-9,79%
4
Thạch anh
-arsenopyrit-vàng

Làng Đầu
0,23-
29,81%
5
Thạch anh
-arsenopyrit-vàng
Vai Đào - Cao Răm 2-15%
6
Thạch anh
-arsenopyrit-vàng
Xuân Thu, Trà Bắc 0,8-19,12%
7
Antimonit-pyrit-
arsenopyrit-vàng
Làng Vài, Chiêm Hoá 29,25 km
2
0,1-24,16%
8
Antimonit-pyrit-
arsenopyrit-vàng
Lũng Cóc, Nà Ngần 1,26%
9 Pyrit-arsenopyrit- Chợ Điền, Tuyên 150 km
2
1,92-19,1%
sphalerit-galenit Quang
10
Pyrit-arsenopyrit-
sphalerit-galenit
Ancroet, Sông Trao 2-25% 1-19,1%
11 Đồng porphyr Tà Lương - Cam Ranh 150 km

2
0,03%
12
Listvenit từ đá siêu
mafic
Hin Hụ - Bang Mon >4 km
2
ít -3% 72,4 g/t
2.2 Nguồn nhân tạo
Asen tuy là một loại nguyên tố có tính độc, song các hợp chất của Asen lại có tính
ứng dụng cao trong thực tế đối với cuộc sống con người. Nên vô hình chung, việc lạm
dụng Asen đã là một nguyên nhân dẫn đến ô nhiễm Asen đối với môi trường sống, không
chỉ có đất, nuớc và cả không khí.
Các nguồn nhân tạo đưa asen vào trong đất cũng như môi trường sống khác bao gồm:
• Các hoạt động nông nghiệp: Asen trong hợp chất Asenat hidro chì làm thuốc trừ
sâu, thuốc bảo vệ thực vật . As có trong thành phần của một số loại thuốc bảo vệ thực vật.
Khoảng 70% thuốc bảo vệ thực vật trong thành phần có chứa As nằm ở các dạng :
(1) Monosodium methane arsenate (MSMA) – HAsO3CH3Na;
(2) Disodium methane arsenate (DSMA) – Na2AsO3CH3;
(3) Dimethylarsinic acid (cacodylic acid) – (CH3)2 AsO2H;
(4) Arsenic acid – H3AsO4
Arsenic phức hợp được sử dụng rộng rãi làm chất diệt côn trùng trong hơn 100 năm
qua, nhưng từ năm 1970-1980 đã giảm khoảng một nửa. As có tác dụng rất tốt trong việc
diệt côn trùng, làm khô bông vải giúp thu hoạch dễ dàng hơn sau khi rụng lá. Tuy nhiên
hậu quả là việc gia tăng As tồn dư trong đất và các cặn bã lắng xuống đáy ao, hồ sau khi
sử dụng lượng lớn As hữu cơ.
Theo ước lượng gần đây toàn thế giới có khoảng 8000 tấn As/năm được dùng làm
thuốc diệt cỏ, khoảng 12000tấn As/năm dùng làm khô bong vải, 16000tấn As/năm được
dùng để bảo quản gỗ. Tỷ lệ dùng thuốc sát trùng ở mức 2-4kg As/ha. Ngoài ra còn một
lượng nhỏ phức chất As hữu cơ được dùng làm thức ăn thêm cho gia súc ở mức 10-50mg

As/kg để thúc đẩy tăng trưởng. Trung bình trong phân bón có chứa 7,7mg As/kg, điều
kiện bình thường của As cho đất trồng trọt trong phân khoảng 0,12mgAs/m2. Đây là hiện
tượng làm tăng chất độc của đất tương đương với khoảng 0,05% (với đất ở độ sâu 20cm).
• Trong Y học: Asen được sử dụng trong thuốc bắc với tác dụng trị suyễn hoặc
dùng để chữa các bệnh ngoài da …
• Các hoạt động công nghiệp thực phẩm: asenat đồng được sử dụng trong thế kỷ 19
như là một tác nhân tạo màu trong các loại bánh kẹo ngọt
• Ngành công nghiệp gỗ: Asenat đồng crôm hóa (CCA) hay còn gọi là tanalith được
sử dụng để xử lý gỗ, gỗ xẻ được xử lý bằng CCA đây được coi như một vật liệu
kết cấu và xây dựng ngoài trời chống lại sự phá hủy của côn trùng. Và khi các loại
gỗ này được đốt, chúng là tác nhân đưa asen vào trong môi trường đất, nước,
không khí.
• Trong công nghiệp mạ, điện tử, luyện kim…: Asenua gali là vật liệu bán dẫn quan
trọng, sử dụng trong các mạch tích hợp IC, Asen còn được sử dụng trong kỹ thuật
mạ đồng và pháo hoa.
Axetoasenit đồng được sử dụng như thuốc nhuộm màu xanh lục.
• Trong ngành luyện kim: lò luyện đồng với việc đốt than đá là một hiện tượng đóng
góp vào khoảng 20% tổng số As. Nguồn As này sẽ xâm nhập vào nước, và đuợc
đưa vào trong đất. Theo ước tính, ở châu âu vào năm 1979 đã phát thải tổng số
6500 tấn As từ 28 nước, riêng 3 nước Liên xô cũ, Đức và phần Lan chiếm 65%
lượng As phát thải.
• Ngành công nghiệp khai khoáng: Đây là một tác nhân chính đưa một lượng lớn As
vào đất so với các nguồn nhân tạo khác. As thường kết hợp với các kim loại khác
và tồn tại dưới dạng hợp chất ở các mỏ khoảng sản. Việc khai thác mỏ không được
thực hiện hợp lý, khai thác quá mức hoặc xử lý nước thải, khí thải trong quá trình
khai thác không tốt đã là nguyên nhân gây ô nhiễm As cho môi trường đất, nước,
…
Ở Việt Nam, Hiện nay, có trên 5000 mỏ và điểm khai thác đá vôi, đá granít, đá cẩm
thạch, đôlômít, cát, sỏi, đất sét, đất chịu lửa và các sản phẩm mỏ khác dùng làm vật liệu
xây dựng hoặc nguyên liệu để chế biến VLXD, 100% các mỏ này dùng phương pháp

khai thác lộ thiên.
Các mỏ khoáng sản đá tập trung ở khu vực Đông Bắc Tây Bắc và Bắc trung Bộ với
trữ lượng khoảng 1.754.489 tấn.
Các mỏ khoáng sản (quặng) kim loại bao gồm: Mỏ sắt ở Thạch Khê, Bản Lũng, Trại
Cau, Quy Sa,… Mỏ quặng đồng ở Sin Quyền Lào Cai,… Mỏ Niken ở Bản Phúc Sơn La,
…và nhiều mỏ quặng khác như Mỏ cromít Cố Định đang được khai thác với trữ lượng
trên 10tr tấn.
Kết quả phân tích mẫu đất tại mỏ than núi Hồng, xã Yên Lãng (huyện Đồng Hỷ, tỉnh
Thái Nguyên)- điểm nóng về ô nhiễm asen trong đất, cho thấy: Hàm lượng asen trong đất
từ 202-3.690 ppm (1ppm = 1 phần triệu), gấp 17-308 lần Tiên chuẩn Việt Nam, có nơi
lên đến 15.146ppm. Mỏ kẽm, chì làng Hích cũng có hàm lượng chì và kẽm tương ứng là
13.028ppm và 9.863ppm; gấp 186 lần Tiêu chuẩn Việt Nam đối với chì và 49 lần đối với
kẽm. Mỏ titan xã Hà Thượng cũng ô nhiễm asen nghiêm trọng, có nơi hàm lượng As
trong đất lên đến 15146 ppm, gấp 1.262 lần Tiêu chuẩn Việt Nam…
Với hiện trạng khai thác như hiện nay, nếu việc xử lý chất thải, nước thải của các
điểm khai thác không được tuân theo quy chuẩn, tiêu chuẩn hiện hành thì sẽ là mối nguy
hại lớn đem kim loại nặng vào môi trường đất, trong đó điển hình là asen, có tính độc gây
ung thư nhóm cấp 1.
Ngoài ra, As còn được đưa vào đất từ các loại bùn thải cống rãnh của nước thải công
nghiệp, đô thị. Những nhà máy sản xuất KLN là nguồn thải As nhiều nhất, có thể thêm
vào một lượng lớn trong phạm vi khoảng 0-188mg As/kg. Trung bình khoảng 8mg/kg As
trọng lượng khô đã được phát hiện từ cặn bùn rác đã được xử lý trên đấ nông nghiệp so
với 10 mgAs/kg trọng lượng khô cho tất cả các chất cặn bùn.
II. QUÁ TRÌNH CHUYỂN HÓA KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT
II.1 Quá trình chuyển hóa kim loại nặng trong đất
Mặc dù chỉ chiếm hàm lượng nhỏ trong đất, các kim loại nặng đóng vai trò quan
trọng đối với độ phì nhiêu của đất. Các quá trình biến đổi, di động của các kim loại nặng
trong đất đến nay vẫn chưa được làm rõ và về cơ bản, đây là những quá trình rất phức
tạp, biến đổi tùy thuộc vào nhiều yếu tố, từ bản chất của đất đến điều kiện khí hậu, địa
hình và các hoạt động nhân sinh. Phần này đề cập đến các quá trình của kim loại nặng

trong đất, trong đó quá trình quan trọng nhất là hấp phụ/phản hấp phụ, và các yếu tố ảnh
hưởng đến các quá trình đó.
Có 3 cách tiếp cận có thể sử dụng để nghiên cứu các kim loại và các hoạt động của
sự tạo phức, tách chiết trong đất:
- Lý thuyết về địa hóa
- Đặc điểm của các tính chất của đất và điều kiện ảnh hưởng đến di chuyển của
kim loại.
- Phân tích trong phòng thí nghiệm: Sử dụng phương pháp chiết rút đất theo tần
suất liên tục.
Phương pháp địa hóa có thể tính toán được đặc điểm của kim loại trong dung dịch
đất. Có 2 phương pháp nhiệt động lực khác nhau; sử dụng các hằng số cân bằng hoặc 3
năng lượng Gibbs.
Các quá trình chính liên quan đến các kim loại nặng trong đất bao gồm:
(i) Phong hóa tại chỗ đá mẹ;
(ii) Khả năng hòa tan và độ hòa tan của các khoáng vật đất và các hợp chất khác,
cùng với sự kết tủa và đồng kết tủa của các dạng không hòa tan vô cơ, như carbonate và
sulphur,
(iii) Hút thu kim loại nặng của rễ cây và cố định bởi sinh vật đất,
(iv) Trao đổi vào các vị trí trao đổi ion của sét hoặc chất hữu cơ trong đất,
(v) Sự hút thu hóa học đặc trưng và hấp phụ/phản hấp phụ của các oxit và
hydroxit của sắt, nhôm, và mangan,
(vi) Chelate hóa và phức hóa với các phần khác nhau của chất hữu cơ đất,
(vii) Rửa trôi các ion linh động và các chelate hữu cơ - kim loại hòa tan.
Các yếu tố chính ảnh hưởng đến sự hòa tan kim loại trong đất bao gồm:
+ Độ PH
+ Các chất hữu cơ hòa tan và sự oxi hóa nhiều nhất là các kim loại vết từ Cd và Zn, sự
trao đổi các cation là cơ chế duy trì có vai trò quan trọng hơn sự hấp phụ đặc biệt oxi hóa
Fe và MnO bởi các chất hữu cơ của đất. Lớp đất trên cùng bị nhiễm bẩn phải nước thải
hoặc sự ô nhiễm kim loại trong không khí dẫn đến sự tích tụ các kim loại. Nguy cơ rửa
trôi kim loại vào nước ngầm là thấp. Một trong những kỹ thuật chính được sử dụng rộng

rãi để tách chiết kim loại khác nhau trong đất là tách chiết liên tục. Sơ đồ các dãy tách
chiết liên tục là yếu tố chủ đạo và dự báo các chất kim loại có sẵn trong thực vật với từng
yếu tố kim loại.
Để nghiên cứu đặc điểm hợp chất kim loại chúng ta có 3 cách tiếp cận vấn đề chính
là:
(i) Lý thuyết địa hóa với mô hình hóa
(ii) Hiểu biết về điều kiện và quá trình của đất để khống chế sự tác động và sự
chuyển hóa của các kim loại.
(iii) Các phân tích thí nghiệm của các chiết tách kim loại khác nhau trong đất ô nhiễm
bằng việc sử dụng phương pháp chiết tách hóa học liên tục.
3.1.1. Phong hóa đá mẹ
Nhìn chung các kim loại vết đi vào đất từ phong hóa tại chỗ đá mẹ với hàm lượng
thấp và chỉ giống như tạo ra sự tập trung kim loại độc hại tiềm tàng tại địa phương trong
khu vực có lớp lắng đọng giàu oxit, kim loại và đá hóa thạch cao trong lớp kim loại bề
mặt, ví dụ như đá siêu mafic, bao gồm cả Xecpentin. Ví dụ, trong đất phát triển trên
Xecpentin có độ tập trung rất nhiều của nikel (lên tới 500 -1000 Ni g-1 tổng Ni). Đất
giầu kim loại thường có rất nhiều loại cây phổ biến, bao gồm cả loài
“hyperacummulator”, loài mà có thể có lá tập trung Ni cao khoảng 1000 g-1. Các quá
trình phong hóa hóa học các khoáng vật (hòa tan, hydrat hóa, thủy phân, oxi hóa - khử và
carbonate hóa) được Ollier mô tả năm 1984. Các quá trình phong hóa hóa học này (hòa
tan, khử và oxi hóa) là các quá trình đặc biệt quan trọng với các kim loại vết trong đất.
Các lý thuyết hóa học và khoáng vật học cơ sở liên quan đến phong hóa hóa học và động
năng kim loại đã được Ollier (1984) và Paton (1978) khái quát.
3.1.2. Hòa tan kim loại nặng từ khoáng vật đất
3.1.2.1. Ảnh hưởng của tính axit đến khả năng hòa tan của kim loại
Một trong các yếu tố quan trọng nhất kiểm soát khả năng hòa tan của kim loại
trong đất là tính axit. Đất trong các điều kiện khí hậu nóng ẩm tự nhiên trở lên axit hơn
theo thời gian do quá trình rửa trôi, ngoại trừ khi có sự bổ sung tự nhiên hoặc nhân tạo
các cation khoáng. Lắng đọng axit làm cho đất trở lên axit hơn. Các quá trình khác trong
đất, đặc biệt là sự phân hủy chất hữu cơ và hút thu ion của rễ cây, có thể đóng vai trò lớn,

dù đôi khi chỉ mang tính cục bộ, đối với sự axit hóa đất. Bảng 1 tóm tắt các động lực liên
quan đến kim loại vết trong mối quan hệ với pH và thế ôxy hóa - khử (Eh). Theo Plant và
Raiswell (1983), nhiều kim loại tương đối năng động hơn trong các điều kiện axit, oxi
hóa và bị cố định rất mạnh trong các điều kiện kiềm và khử.
Các nhà khoa học sử dụng ba phương pháp để chứng minh lý thuyết cho rằng độ
hòa tan của kim loại tăng khi tính axit của đất tăng lên. Thứ nhất là đo trực tiếp hoạt tính
của ion kim loại trong đất tại các giá trị pH khác nhau. Các thí nghiệm đồng ruộng và
thực nghiệm trong chậu với dung dịch chiết rút được lấy từ nhiều loại đất và giữ ở các giá
trị pH khác nhau cho thấy Zn, Cd, Cu, và ở mức thấp hơn là Pb, hòa tan mạnh hơn ở pH
từ 4 - 5 so với pH từ 5 - 7 (Brummer và Herms, 1983).
Hàm lượng kim loại hòa tan tăng theo thứ tự: Cd > Zn >> Cu > Pb khi pH giảm.
Dạng thứ hai là chứng minh bằng các tương quan giữa kim loại bị hút thu trong cây trồng
và pH của tầng rễ quyển trong đất. Tính axit do các sản phẩm trao đổi chất trong rễ
quyển, như H
2
CO
3
, cũng được Xian và Shokohifard (1989) xem là một nguyên nhân có
thể làm tăng lượng kim loại bị hút thu bởi các carbonate kim loại, vốn hòa tan mạnh hơn
khi pH đất giảm. Cây trồng khác nhau có khả năng axit hóa tầng rễ quyển của chúng khác
nhau. Thứ ba là các phép tính nhiệt động hóa học các cân bằng kim loại giữa pha rắn -
dung dịch trong đất.
Bảng 3. Tính linh động tương đối của các kim loại đất do ảnh hưởng của pH và Eh đất.
Tính linh
động tương
đối
Điều kiện đất
oxy hóa Axit trung tính – kiềm Khử
Rất cao - - - -
Cao Zn Zn

Cu, Co, Ni, Hg,
Ag, Au
- -
Trung bình Cu, Co, Ni, Hg, Ag,
Au
Cd Cd -
Thấp Pb Pb Pb -
Rất thấp – cố
định
Fe, Mn, Al, Sn, Pt,
Cr, Zr
-
Al, Sn, Pt, Cr

-
Al, Sn, Cr
Zn; Cu, Ni, Hg,
Ag, Au
Zn, Co, Cu, Ni,
Hg, Ag, Au, Cd,
Pb
Nguồn: Plant và Raiswell (1983)
Trong đất, hydroxyt, oxyt, sunphat và silicat Cd có độ hòa tan rất lớn. Khi tính độ
bền của Cd trong đất, Lindsay (1979) thấy rằng CdCO
3
(octavite) là khoáng chứa Cd
chính kiểm soát hoạt tính của Cd trong dung dịch đất. Khi hàm lượng CO
2
cao, octavite
làm giảm độ hòa tan của Cd

2+
xuống 100 lần khi tăng một đơn vị pH với pH trên 7,5.
Phosphate Cd cũng có thể ảnh hưởng đến hoạt tính của Cd
2+
trong đất đá vôi. Đối với chì
và mangan, cả pH và thế ôxy hóa - khử đều đóng vai trò kiểm soát quan trọng với độ hòa
tan của ion. Trong dải pH thông thường trong đất, khoáng phosphate chì dễ hòa tan nhất,
Pb
5
(PO
4
)
3
Cl (chloropyromorphite), có khả năng kiểm soát hàm lượng Pb
2+
trong dung
dịch. Đa phần các gốc chì vô cơ khác, như silicate, sulphate, carbonate, và hydroxyt đều
tan rất mạnh (Lindsay, 1979). Rút ra kết luận rằng phần lớn khoáng vật đều có khả năng
phản ứng và kiểm soát hoạt tính của ion kim loại trong các đất axit mạnh hơn khi so sánh
với các đất đá vôi. Điều này không phải luôn liên quan đến pH, nhưng thường có liên
quan đến các yếu tố kiểm soát hàm lượng phosphate. Bảng 8 tóm tắt các dạng hóa học
chính của các kim loại vết trong các điều kiện đất kiềm và axit dưới các điều kiện oxy
hóa.
Bảng 4. Các dạng cơ bản của Cd và Pb trong dung dịch đất axit và kiềm
Kim
loại
Đất kiềm Đất axit
Cd
Pb
Cd

2+
, CdSO
4
, CdCl
+
Pb
2+
, Org
a
, PbSO
4
, PbHCO
3
+
Cd
2+
, CdCl
+
, CdSO
4
, CdHCO
3
+
PbCO
3
, Pb(CO
3
)
2
2+

, Pb(OH)
-
Nguồn: Sposito (1983) và Alloway (1990)
3.1.2.2. Ảnh hưởng của thế oxi hóa - khử đến khả năng hòa tan của kim loại
Một số kim loại độc tiềm tàng tồn tại trong đất ở nhiều trạng thái oxi hóa, trong
đó, quan trọng nhất là Fe, Mn, Cr, Cu, As, Ag, Hg và Pb. Cân bằng oxi hóa khử trong đất
bị chi phối bởi pe (logarite âm của hoạt tính e thủy hóa tự do) trong dung dịch đất.
Khi điều kiện oxi hóa đất thay đổi, tỷ lệ của các dạng oxi hóa / dạng khử cũng thay
đổi. Ví dụ, khi có hai khoáng trong đất, chứa cùng một nguyên tố, nhưng khác nhau về
trạng thái oxi hóa và đang bị khử trong đất (như thêm vào điện tử) thì khoáng oxi hóa sẽ
bị hòa tan, và khoáng khử sẽ bị kết tủa. Nếu đất bị oxi hóa thì ngược lại. Kim loại nhìn
chung ít tan khi tồn tại trong trạng thái oxi hóa cao. Fe và Mn là hai nguyên tố đất quan
trọng nhất thường gặp có nhiều trạng thái oxi hóa. Khả năng của oxit Mn và trong một
phạm vi thấp hơn là oxit Fe, trực tiếp oxi hóa các kim loại khác hoặc xúc tác cho các quá
trình oxi hóa kim loại bởi oxi, có thể đóng vai trò quan trọng trong việc làm giảm độ hòa
tan của nguyên tố vi lượng (Mc Bride, 1989). Co và Pb có thể bị oxi hóa theo cách này
trên bề mặt của Oxit mangan. McBride cũng mô tả một số phản ứng oxi hóa khử liên
quan đến các trạng thái oxi hóa khác nhau của Fe, như sự khử của oxit sắt với sự có mặt
của các phân tử hữu cơ.
Trong hầu hết các chuyển hóa oxi hóa khử khoáng, cả phản ứng oxi hóa khử và
pH đóng vai trò quan trọng trong sự hòa tan của kim loại vết. Điều đó có nghĩa rằng cả e
và p tham gia vào quá trình phản ứng. Điều này có thể được minh họa bằng trường hợp
của Mn. Tính tan của Mn2+ trong đất bị chi phối bởi β-MnO2 trong điều kiện đất có
pH+pe >16.62, bởi γ-MnOOH ở thế oxi hóa khử thấp hơn, và bởi MnCO3 cũng ở thế oxi
hóa khử thấp hơn, phụ thuộc vào hàm lượng CO2 (Lindsay và Sadiq, 1983).
Những ảnh hưởng của thế oxi hóa khử có khả năng lớn hơn so với tính axit trong
việc xác định hoạt tính của Mn hòa tan trong đất. Tuy nhiên, khi không ở trạng thái oxi
hóa, việc giảm pH sẽ dẫn đến tăng độ hòa tan của Mn. Sự hòa tan/ phân ly của galena
(PbS) trong đất cũng bị kiểm soát bởi pe + pH. Ví dụ, galena (PbS) không thể hình thành
tại pe + pH > 4,59 trong đất axit, và dưới giá trị thế oxy hóa - khử này thì độ hòa tan của

Pb2+ sẽ chịu sự kiểm soát của PbS mà không phải của SO42- hay bất kỳ dạng sulfur nào
khác.
Thí nghiệm chứng minh đã chỉ ra rằng hoạt tính của Fe2+ trong dung dịch đất bị
chi phối bởi FeCO3 dưới pH+pe =8.5 và trên giá trị này là bởi Fe3(OH)8 (Schwab và
Lindsay, 1983). Ở pH thấp các tác giả này chỉ ra rằng γ-FeOOH và α-FeOOH là những
dạng rắn chính kiểm soát sự hòa tan của Fe2+.
Các phân tử hữu cơ trong đất đóng vai trò quan trọng trong những phản ứng ôxy
hóa - khử. Liên kết chặt với nhóm chức trong các phân tử hữu cơ có thể làm cân bằng
trạng thái oxi hóa khử nhất định của kim loại, kiềm chế các phản ứng ôxy hóa - khử có
thể xảy ra nhanh (McBride, 1989).
Nhiều chuyển hóa ôxy hóa - khử kim loại là quá trình vô cơ. Một vài phản ứng có
thể diễn ra khi có mặt các sinh vật sống vì điều kiện cần của các phản ứng này là những
cơ chất hữu cơ dễ bị ôxy hóa, mà các cơ chất này không nằm trong các quá trình sinh học
của bản thân các sinh vật đó.
Hai dạng chính của chuyển hóa hóa học có thể liên quan tới sự giảm độ linh động
và sự sẵn có của các nguyên tố vết dưới điều kiện ngập nước và điều kiện khử trong đất:
(i) Sự hình thành sulfite không tan và
(ii) Sự hình thành của carbonate riêng biệt, oxit kim loại và hydroxit với độ tan
thấp.
Ở cây trồng trong đất ngập nước, người ta đã quan sát được sự thiếu hụt và giảm
hấp thụ của một loạt các nguyên tố vết. Bingham và cộng sự (1976); Reddy và Patrick
(1977) cũng được ghi nhận được sự giảm độ hòa tan và mức hấp thụ thấp của Cd trong
đất.
Những ảnh hưởng này đã được công bố đối với các loại cây trồng và trạng thái đất
khác xa nhau, bao gồm loài cây Erica cineria và cây Erica tetralix trong đất đàm lầy
chứa than bùn ở Anh (Jones và Etherington, 1970), cây lúa trên những cánh đồng (như
Weeraratna, 1969; Benckiser và cộng sự, 1984) và ngô trong diều kiện đất bị ngập úng
(Iu và cộng sự, 1982).
Việc tăng lượng hút thu Co của loài đậu và ngô ngọt trong điều kiện đất ngập
nước cũng đã được công bố (Iu và cộng sự, 1982). Sự thiếu hụt của một loạt các kim loại

vết và giảm hút thu kim loại đã được theo dõi trong quá trình sinh trưởng của cây trồng
trong điều kiện đất ngập nước.
Khả năng hòa tan thấp và sự hút thu Cd (như Bingham và cộng sự, 1976; Reddy
và Patrick, 1977), Hg (Kothny, 1973) và Zn (Forno và cộng sự, 1975) đã được theo dõi.
Vấn đề lớn nhất lien quan tới sự thiếu hụt Zn trong quá trình sinh trưởng của cây lúa ở
điều kiện bị ngập và giảm ở đất trồng lúa (như Gangwar và Mann, 1972; Forno và cộng
sự, 1975; Mikkelsen và Brandon, 1975; IRRI, 1977; Sajwan và Lindsay, 1986).
Một vài ý kiến đã được đưa ra để giải thích nguyên nhân của sự thiếu hụt Zn trong
điều kiện đất bị ngập, bao gồm việc hình thành Zn sunphit không tan (Kittick, 1976), ảnh
hưởng của việc bổ sung photpho, đã giảm Zn hút thu qua việc hình thành phức khoáng
(như Seatz và Jurinak, 1975; Stanton và Berger, 1970), hoặc là ảnh hưởng của việc giảm
phức Fe và Mn với Zn để hình thành khoáng franklinite (Sajwan và Lindsay, 1986).
3.1.3. Trao đổi ion, hấp phụ và hóa hấp thụ
Để mô tả đầy đủ độ hòa tan của ion kim loại trong dung dịch đất, chúng ta phải
hiểu được sự phân tách của ion kim loại giữa pha rắn và pha lỏng. Đến nay, ta đã biết
rằng toàn bộ chuỗi các quá trình trao đổi liên quan tới thời gian và hoạt động hấp phụ trên
bề mặt các hạt. Cơ chế chuyển rời các ion từ dung dịch bao gồm trao đổi ion ở bề mặt
tích điện như các sét silicate và các phân tử hữu cơ hoặc hóa hấp thụ không trao đổi ở các
bề mặt khoáng như oxit, hydoxit và Al - silicate vô định hình của Fe, Mn. Các vị trí tích
điện vĩnh viễn của khoáng sét silicate và các vị trí tích điện phụ thuộc vào pH của các
chất hữu cơ giữ các cation kim loại bởi lực hút tĩnh điện. Trong điều kiện pH thấp (có lợi
cho sự thủy phân), vị trí hóa trị 2 và 3 và cation kim loại có thể trao đổi vào các tầng
silicate.
Các cation kim loại như Pb
2+
, Cu
2+
, hoặc Cd
2+
phải cạnh tranh các vị trí trao đổi

với các ion phổ biến hơn như Ca và Mg. Ít khi tồn tại lực hút tĩnh điện mạnh của ion kim
loại dạng trao đổi. Thay vào đó, cần nhiều cơ chế hấp phụ riêng để giải thích sự cố định
này, các nghiên cứu về tính linh động của kim loại trong đất cho thấy các ion kim loại ít
hòa tan và khó chiết tách.
Vì hầu hết các nghiên cứu về sự cố định kim loại nặng trong đất khoáng chỉ ra sự
tạo phức không trao đổi, các quá trình cố định đặc biệt này thường được mô tả như hấp
phụ, hóa hút thu hoặc, thông dụng hơn, các quá trình hút thu. McBride (1989) đưa ra ba
dạng chính thể hiện sự hình thành liên kết bề mặt đặc trưng kim loại - khoáng:
(i) Ở mức độ cao, đặc trưng là oxit cho các kim loại riêng biệt (Kinniburgh
và cộng sự, 1976).
(ii) Sự giải phóng của 2 ion H
+
cho mỗi ion M
2+
bị hấp phụ (Forbes và cộng
sự, 1976) và
(iii) Sự thay đổi tính chất điện tích bề mặt của oxit như là kết quả của hấp
phụ (Stumm và Morgan, 1981).
Kỹ thuật quang phổ, đặc biệt là ESR (cộng hưởng điện) và các thủ tục quan sát tia
cực tím UV, cũng xác nhận sự hấp phụ đặc trưng của kim loại. Có bằng chứng về sự trao
đổi và hấp phụ trong số lớn các dạng nguyên tố, gồm ba ion thủy hóa: Cu
2+
, Cd
2+
, Zn
2+
,
nhưng chỉ ở các cặp ion hoặc các phức như CuCl
+
, CuOH

+
, ZnOH
+
và ZnCl
+
, dạng thủy
phân như Cu(OH)
2
hoặc thậm chí các phức kim loại khác như NiNO
3
(Mattigod et al,
1979, 1981; McBride, 1989). Cũng có bằng chứng cho một loạt bề mặt hấp phụ, gồm
silica, Aluminosilicate vô định hình và Al hydroxit cũng như các bề mặt hấp phụ quan
trọng nhất là các oxit Fe và Mn. Oxit vô định hình của Si, Al và Silicat lớp kém quan
trọng hơn so với oxit Fe và Mn trong vai trò bề mặt hấp phụ kim loại. Jenne (1977) đã
nêu giả thiết rằng vai trò cơ bản của silicat phân lớp là làm cơ chất cho oxit Fe và Mn vô
định hình kết tủa. Robert và Terce (1989) cũng xác nhận rằng gel hoặc lớp phủ bên ngoài
của hợp chất Fe, Al trên bề mặt sét có các tính chất hấp phụ cation kim loại quan trọng.
Sự phức tạp của các quá trình hấp phụ kim loại trong đất là do số lượng lớn các dạng kim
loại có thể có, bề mặt hấp phụ và cơ chế liên kết. McBride (1989) đưa ra tổng quan các
nghiên cứu hiện tại về cơ chế hấp phụ khoáng - kim loại và Barrow (1989) cũng đề cập
đến các vấn đề khi đơn giản hóa các quá trình hấp phụ.
3.1.3.1. Thứ tự ái lực của kim loại trong quá trình hấp phụ.
Một quan điểm được chấp nhận phổ biến là sự hấp phụ đặc trưng các kim loại của
các khoáng có liên quan đến độ thủy phân của ion kim loại. Tăng hoạt tính của các kim
loại để hình thành các phức chất hydroxy cũng làm tăng sự hấp phụ đặc trưng của kim
loại. Brummer (1986) thống kê thứ tự tăng độ thủy phân kim loại: Cd < Ni < Co < Zn <<
Cu < Pb < Hg và các quá trình khác cũng có chung thứ tự gia tăng sự hấp phụ đặc trưng.
Mối quan hệ chặt giữa độ thủy phân kim loại và sự hấp phụ đặc trưng đã được xây dựng
riêng cho goethite và haematite, mặc dù hai khoáng này không có cùng một hành vi.

Kinniburgh và cộng sự (1976) đưa ra thứ tự của ái lực kim loại với hydroxyt Fe và
Al vô định hình, thứ tự này khác biệt chút ít so với thứ tự của độ thủy phân mà Mc
Kenzie (1980) lập cho oxit Mn và các khoáng chứa Fe là goethite và haematite. Các kết
quả của Kinniburgh và cộng sự (1976) cho thấy rằng số chuyển tiếp của hóa trị hai và các
cation kim loại nặng có thể bị hấp phụ bởi keo ngậm nước của Fe và Al tại pH thấp thấp
hơn đáng kể so với tại các cation đất kiềm. Những khám phá này có liên quan chặt chẽ
đến sự cố định kim loại trong các đất axit và đất bị ảnh hưởng bởi lắng đọng axit. Các kết
quả của một số nghiên cứu giải thích thứ tự ái lực của kim loại cho các hợp phần đất khác
nhau. Thứ tự này cho thấy các phần tử hữu cơ và các oxit trong đất hấp phụ Pb, Cu và Zn
mạnh hơn Cd, Ni và Co.
Bảng 5. Chuỗi ái lực dự đoán của kim loại với các cation hóa trị hai,
dựa trên các tính chất của kim loại
Tính chất Thứ tự dự đoán của ái lực
Z2/r Ni > Mg > Cu > Co > Zn > Cd > Sr > Pb
Khả năng tích điện âm (Pauling) Cu > Ni > Co > Pb > Cd > Zn > Mg > Sr
“độ mềm” Pb > Cd > Co > Cu > Ni > Zn > Sr > Mg
Chuỗi Irving - William Cu > Ni > Zn > Co > Mg > Sr
Nguồn: Mc Bride (1989)
Bảng 6. Chuỗi ái lực kim loại nặng thực nghiệm cho các hợp phần đất
Vật liệu Thứ tự ái lực Nguồn
Các oxit Al vô định hình Cu > Pb > Zn > Ni > Co > Cd Kinniburgh và cs (1976)
Các oxit Al vô định hình Cu > Pb > Zn > Cd Leckie và cs (1980)
Các oxit Fe vô định hình Pb > Cu > Zn > Ni > Cd > Co Kinniburgh và cs (1976)
Các oxit Fe vô định hình Pb > Cu > Zn > Cd Leckie và cs (1980)
Goethite (FeOOH) Cu > Pb > Zn > Cd Forbes và cs(1974)
Goethite (FeOOH) Cu > Pb > Zn > Co > Ni > Mn McKenzie (1980)
Haematite Pb > Cu > Zn > Co > Ni > Mn McKenzie (1980)
Oxit Mn (birnessite) Pb > Cu > Mn = Co > Zn > Ni McKenzie (1980)
Oxit Mn Cu > Zn Murray (1975)
Mn - SiO

2
Pb > Cu > Zn > Cr > Cd Leckie và nnk (1980)
Axit fulvic (pH = 5) Cu > Pb > Zn Schnizer, Skinner (1967)
Axit humic (pH = 4 - 7) Zn > Cu > Pb Verloo, Cottenie (1972)
Axit humic (pH = 4 - 6) Cu > Pb >>> Cd > Zn Stevenson (1977)
Nguồn: Ross Sheila (1994), Toxic metals in Soils - Plants systems, John Wiley & Son Press, New York.
Thứ tự ái lực kim loại dự đoán, dựa trên lý thuyết hóa học, được McBride (1989)
đưa ra như trong bảng 10. Có thể khẳng định, với nhiều kim loại vết hóa trị hai, tính đặc
thù của nhiều cơ chế hút thu kim loại vết có ảnh hưởng đến mức độ hòa tan cao hơn trao
đổi ion tĩnh điện.
3.1.3.2 Bản chất của hấp phụ kim loại
Liên kết oxit - kim loại không hoàn toàn là liên kết tĩnh điện, vì không thể dự đoán
chính xác thứ tự liên kết dựa trên thế ion hóa (Z/r), trong đó Z là điện tích ion và r là bán
kính ion hóa. Các yếu tố tĩnh điện một mình nó có thể cố định lượng lớn Mg và lượng
nhỏ Pb trong thứ tự ái lực (McBride, 1989) . Sự phân bố hai hóa trị (khả năng tích điện
âm hoặc các thông số “mềm”) để liên kết không phải là yếu tố chính chứng minh cho
thực tế là ái lực của Cd
2+
cao hơn của Zn
2+
. McBride kết luận rằng các kim loại chuyển vị
được phân loại thuộc nhóm “cứng” bị liên kết chặt hơn các kim loại chuyển vị nhóm
“mềm”. Tuy nhiên, các kim loại không chuyển vị “mềm” (ví dụ Pb
2+
) bị liên kết mạnh
hơn các kim loại không chuyển vị “cứng” (ví dụ Cd
2+
, Mg
2+
).

Động lực của các quá trình hút thu đến nay vẫn chưa được hiểu rõ, nhưng có một
số bằng chứng nhiều hơn một chút so với các phản ứng hòa tan. Christensen (1984) phát
hiện ra rằng hút thu Cd từ các điều kiện đất chứa hàm lượng nhỏ Cd, diễn ra rất nhanh,
với 95% quá trình hút thu xảy ra trong 10 phút đầu của thí nghiệm đẳng nhiệt hút thu.
Các nghiên cứu khác chỉ ra các quá trình hút thu hai bước, với bước đầu là khởi động
nhanh, bước thứ hai tiếp theo là dạng hút thu chậm hơn, đặc trưng bởi các bề mặt đã biến
đổi, đồng kết tủa liên kết với oxit Fe và Mn, và các quá trình khuyếch tán trạng thái rắn
(Mattigod và cộng sự, 1981). Các quá trình hút thu ở bước hai có thể kéo dài trong vài
ngày. Cần nhiều nghiên cứu hơn để có thể hiểu chính xác động lực hút thu của các kim
loại độc tiềm tàng khác nhau trong các bề mặt khác nhau dưới các điều kiện đất khác
nhau.
Các vấn đề sau trong việc tìm hiểu mức độ của các phản ứng hút thu và các quá
trình đồng hành, vốn liên kết chặt chẽ với hấp phụ kim loại, làm tăng mức độ phức tạp
trong nghiên cứu về hút thu:
(i) Kết tủa tại bề mặt hấp phụ
Cả hai quá trình hấp phụ và kết tủa kim loại đều diễn ra trên bề mặt khoáng. Đôi
khi rất khó phân biệt giữa các quá trình này.
(ii) Sự hình thành các phức ba phần
Sự hút thu kim loại trong đất có thể trở nên phức tạp bởi sự hình thành các phức
bề mặt - kim loại - gốc (ba phần). Sposito (1983) xác định bốn dạng ảnh hưởng của các
gốc:
a. Gốc có ái lực cao với kim loại, hình thành các phức bền, các phức này có: (i) ái
lực cao hoặc (ii) ái lực thấp với bề mặt hấp phụ;
b. Gốc có ái lực cao với bề mặt hấp phụ và bị hấp phụ, sau đó gốc bị hấp phụ: (i)
có ái lực cao, hoặc (ii) có ái lực thấp với kim loại
Dạng a(i) và b(i) nói trên có thể dẫn tới sự hấp phụ tăng cường của kim loại trong
khi dạng a(ii) và b(ii) sẽ giảm sự hấp phụ kim loại. Một ví dụ về gốc hữu cơ thuộc dạng
a(i) là axit glutamic, làm tăng sự hấp phụ Cu
2+
của oxit sắt vô định hình (Davis và Leckie,

1978). Không phải tất cả các gốc hữu cơ đều thúc đẩy sự hấp phụ kim loại. Haas và
Horowitz (1986) ghi nhận sự suy giảm hấp phụ Cd của kaolinite khi có mặt EDTA,
nhưng hút thu Cd thì lại tăng nhẹ khi có mặt axit alginic và axit humic. Hợp chất
photphat và sulphat với các kim loại tại bề mặt của khoáng đất được cho là một quá trình
hấp phụ quan trọng với Cd của các oxit Fe và Mn (Benjamin và Leckie, 1982). Vì
sunphat và photphat có xu hướng hiện diện trong đất với hàm lượng cao hơn các kim loại
vết, chúng có khả năng, thông qua sự hình thành phức chất tam phân và kết tủa, kiểm
soát tính linh động của các kim loại vết.
(iii) Khuyếch tán kim loại vào bề mặt khoáng.
Sự hút thu kim loại có thể không bị hạn chế trên bề mặt khoáng, nhưng có thể xảy
ra sự khuyếch tán kim loại vào cấu trúc khoáng. Gerth và Brummer (1983) ghi nhận sự
khuyếch tán của Zn, Ni và Cd vào goethite với tỷ lệ của ba kim loại này theo thứ tự Ni <
Zn < Cd, song song với bán kính ion hóa của chúng lần lượt là 0,35; 0,37 và 0,49 A
o
. Tác
giả này cho rằng sự hấp phụ kim loại được quyết định bởi ba bước khác nhau: hấp phụ bề
mặt, khuyếch tán vào khoáng và cố định tại các vị trí trong khoáng. Các quá trình
khuyếch tán tương tự cũng được quan sát thấy với oxit Mn (Mc Kenzie, 1980) và với các
sét smectine và illite (Gerth, 1985).
3.1.3.3. Sự giải hấp và tính không ổn định của kim loại
Một vấn đề quan trọng là liệu các kim loại bị hấp phụ có lần lượt được giải hấp và
vì thế dễ tiêu đối với cây trồng, đã được nghiên cứu bằng các thực nghiệm trao đổi ion.
Bằng chứng thực nghiệm và lý thuyết hóa học cho thấy rằng hút thu kim loại trên các ôxit
Fe và Al là các phức nội quyển và rằng các kim loại này không dễ bị giải hấp hoặc bị trao
đổi bởi các cation không có ái lực đặc biệt với ôxit mà chỉ bởi các cation kim loại khác có
ái lực (McBride, 1989) hoặc bởi H
+
. Ví dụ, Herms và Brummer (1983) nhận thấy sự gia
tăng lớn hàm lượng của Zn và Cd trong các dung dịch cân bằng của các mẫu đất với pH
giảm. Clark và McBride (1984) cũng ghi nhận rằng Co

2+
và Cu
2+
bị hấp phụ bởi
allophane có thể bị trao đổi bởi Ca
2+
, nhưng Pb
2+
thì bị thay thế chủ yếu bởi Cu
2+
. Những
kết quả này và các kết quả khác cho thấy rằng hút thu kim loại trên khoáng đất không đổi
chiều toàn bộ và các kim loại bị hút thu không hẳn là không bền. McBride (1989) đưa ra
sáu phép đo độ bền để đánh giá tính linh động của kim loại:
- Khả năng trao đổi bởi các cation không hấp phụ đặc biệt
- Khả năng trao đổi bởi các cation hấp phụ đặc trưng
- Khả năng chuyển đổi pH do hấp phụ
- Khả năng trao đổi đồng dạng
- Khả năng giải hấp bởi các nhân tố chelate hóa
- Hòa tan bởi các axit mạnh
Các bước của quá trình giải hấp kim loại nói chung khác biệt so với các bước của
quá trình hút thu kim loại. Barrow (1989) [dẫn theo 48] cảnh báo rằng sự khác biệt giữa
hấp phụ và giải hấp cho chúng ta thấy thực tế là các cơ chế hút thu là rất phức tạp, thường
diễn ra chậm và thay đổi tỷ lệ theo thời gian, không đạt đến sự cân bằng và vì thế rất khó
để mô hình hóa.
3.1.3.4. Yếu tố ảnh hưởng đến hấp phụ kim loại trong đất
Có nhiều yếu tố ảnh hưởng đến sự hấp phụ kim loại. Ngoại trừ các yếu tố về dạng
và số lượng keo đất (khoáng sét, oxit đất, chất hữu cơ), các yếu tố chính ảnh hưởng đến
sự hấp phụ kim loại là pH, nồng độ các ion hòa tan, hàm lượng của các cation kim loại,
sự có mặt của các cation kim loại cạnh tranh, sự có mặt của các gốc hữu cơ và gốc vô cơ.

Nhìn chung, sự hút thu của các kim loại giảm rõ ràng khi pH giảm. Đất cát pha thịt
có thành phần cơ giới nhẹ hơn đất thịt pha cát, cũng cho thấy sự hút thu thấp hơn ở tất cả
các giá trị của pH. Sự cạnh tranh của các ion Co, Ni và Zn gây cản trở đến hiệu quả hút
thu Cd nhiều hơn Cr, Cu và Pb. Trong khi Christensen (1987) không giải thích được kết
quả này, thì điều này có thể là do thực tế là sự hút thu Cd trong loại đất này chủ yếu là do
trao đổi cation và do Co, Ni và Zn cạnh tranh tốt hơn cho các vị trí tĩnh điện và không
đặc thù hơn Cd và Pb, những nguyên tố chủ yếu bị hấp phụ đặc thù bởi các oxit Fe, Mn
và chất hữu cơ. Cần lưu ý rằng sự cân bằng hấp phụ được thực hiện trong các dung dịch
điện phân hòa tan, đặc trưng cho hàm lượng ion hóa thông thường trong dung dịch đất.
Trong thí nghiệm của Christensen (1984), thay đổi nồng độ muối CaCl
2
từ 10
-3
M đến 10
-
2
M dẫn đến giảm khả năng hút thu Cd 5 đến 6 lần do Ca cạnh tranh vị trí. Theo Shuman
(1979) ảnh hưởng lớn của đường kính ion hóa kim loại trong dung dịch đất là làm giảm
sự hút thu kim loại.
Trong điều kiện ô-xy hóa, Cd có xu hướng hình thành CdO và CdCO
3
cũng như
tích tụ trong photphade trong trầm tích bioliths. Cd trong đất cũng chịu ảnh hưởng của
pH (pH càng cao, Cd càng kém linh động), khả năng giữ nước của đất cũng như sự có
mặt của các nguyên tố khác. Farrah và Pickering (1977) cho rằng sự hấp phụ cạnh tranh
của các khoáng sét là yếu tố chính ảnh hưởng đến khả năng liên kết của Cd. Tiller và
Soon (1981) cũng cho rằng hấp phụ có ảnh hưởng lớn hơn quá trình kết tủa đối với hàm
lượng Cd trong dung dịch đất trong khoảng pH thích hợp. Khi pH vượt giá trị 7,5, yếu tố
kiểm soát độ linh động của Cd trong đất là độ hòa tan của CdCO
3

và có thể là cả của
Cd
3
(PO
4
)
2
. Ngoài pH, các yếu tố khác cũng có ảnh hưởng quan trọng đến dạng tồn tại của
Cd trong đất là các bề mặt hấp phụ và gốc hữu cơ. John (1972) cho biết hệ số năng lượng
hấp phụ Cd của chất hữu cơ cao hơn so với các khoáng sét. Mặt khác, Abd Elfattah và
Wada chỉ ra rằng oxit Fe, allophane và imogolite có ái lực hấp phụ chọn lọc với Cd mạnh
nhất. Hydroxyt chỉ chiếm vai trò thứ yếu trong đất khi pH thấp (< 5,5). Sự hút thu Cd
trong đất axit chịu ảnh hưởng lớn từ các hợp chất trong pha lỏng.
Các thành phần cố định nói chung với đa số kim loại vết trong quan hệ với pH đất
là tương tự như đã được Yong và cộng sự (1990) mô tả cho chì:
(i) Các quá trình trao đổi cation tại pH thấp (pH từ 2 - 4) với sự khác biệt
do hóa trị và kích thước ion hóa.
(ii) Sự hình thành của các dạng hydroxy hòa tan tại pH trung bình (pH từ 4 -
6), các hydroxy này bị hấp phụ trên bề mặt sét, và
(iii) Khi pH đạt đến mức cần thiết cho sự hình thành hydroxit (pH > 5), quá
trình kết tủa là chủ đạo.
Ca
2+
được xem là yếu tố quan trọng kiềm hãm sự hút thu cation kim loại hóa trị
hai như Cd
2+
, Zn
2+
và Pb
2+

. Về lý thuyết, đất đá vôi có thể giảm sự hút thu kim loại,
nhưng trên thực tế, pH cao hơn của những loại đất này làm tăng sự cố định kim loại nói
chung và Cd (và có thể cả các kim loại khác) đã được nhận thấy bị calcite hút thu đặc biệt
(Alloway và cộng sự, 1988). Sự hút thu kim loại của chất hữu cơ là quá trình quan trọng
đặc biệt với Cu và Pb. Cu, Pb, và Zn hình thành các chelate hữu cơ hòa tan bền trong
nước, và trong dung dịch đất và đất được xử lý qua bùn. Neal và Sposito (1986) nhận
thấy rằng chelate hữu cơ hòa tan của Cd làm giảm sự hút thu kim loại. Trong khi hữu cơ
bùn hòa tan bị loại khỏi đất do rửa trôi, hấp phụ Cd trong khoáng vật đất tăng.
Tóm tắt các thông tin trên có thể dẫn chúng ta đến lưu ý rằng Cd và Zn có thể linh
động hơn trong đất so với Cu hoặc Pb do hai ion này có xu hướng bị hút thu do trao đổi
cation và các ion cạnh tranh trong dung dịch đất (gồm cả H
+
, thông qua ảnh hưởng của
pH) có vẻ dễ dàng thay thế các ion này trong các phức trao đổi. Tính linh động và di
chuyển của Cd và Zn trong đất có thể được tăng cường do độ axit của đất. Các đất có
hàm lượng oxit Fe, Al và Mn và chất hữu cơ cao như đất rừng nâu hoặc đất podzols có
tiềm năng hấp phụ các kim loại hóa trị hai cao, nhưng có ưu tiên cố định Cu, Pb và, ở
mức độ thấp hơn, Zn. Trong đất có dùng bùn hữu cơ, Cu, Pb và Zn sẽ là các chelate kim
loại - hữu cơ phổ biến nhất trong nước thấm rỉ. Các quá trình giải hấp liên kết với Cd, Pb,
Zn và Cu, và các yếu tố kiểm soát chúng, được nghiên cứu ít hơn là các quá trình hút thu.
Dấu hiệu cho thấy các phần trong quá trình giải hấp kim loại có khác biệt với các phần
trong hút thu kim loại khẳng định rằng các phần tử và số lượng giải hấp kim loại ngoại
suy từ hấp phụ kim loại sẽ cho các tính toán không chính xác.
3.1.3.5. Lượng hấp phụ kim loại trong đất
Đối với toàn bộ các loại đất, có một số phương pháp tiếp cận để định lượng đóng
góp của các giai đoạn hút thu khác nhau để hút thu cation kim loại:
(i) Chiết rút liên tục: sử dụng chuỗi các chất chiết rút hóa học với cường độ khác
nhau (Tessier và nnk, 1979);
(ii) Phân tích các quan hệ thống kê giữa hút thu và các tính chất đất (Christensen,
1989; King, 1988).Những sự giống nhau quan sát được trong hút thu trên từng cơ chất

riêng biệt và trong toàn bộ đất (Tiller và nnk, 1963).
(iii) So sánh sự hút thu trong tự nhiên và các mẫu đã qua xử lý (Lion, 1982). Các
tiếp cận thống kê chịu ảnh hưởng bởi hai vấn đề chính: + Giả thiết rằng các tính chất đất
là độc lập, trong khi thực tế là chúng nhìn chung có tương quan chặt; + Giả thiết rằng các
biến độc lập (dùng đo các tính chất đất) và không có sai số, đây là điều không thể
(Zachara và nnk, 1992).
Có rất nhiều lý thuyết về các tính chất hấp phụ kim loại của các đoàn lạp khoáng
đất riêng lẻ, nhất là các oxit Fe, Mn và Al, các silicat phân lớp và các khoáng sắt khác
nhau như goethite và haematite. Pb và Cu bị các keo đất lưu giữ mạnh hơn là Cd, Zn và
Ni. Cd và Zn có khả năng trao đổi ion lớn hơn silicat phân lớp, nhưng cường độ tương
đối của sự hấp phụ của chúng trong các đoàn lạp hữu cơ và oxit đất là nhỏ hơn. Các oxit
và chất hữu cơ trong đất hấp phụ Cu2+ mạnh hơn các ion kim loại hóa trị hai khác.
McLaren và nnk (1981), đo lượng Cu hấp phụ trên các khoáng sét trong đất và các chất
hữu cơ và nhận thấy rằng đồng hút thu bởi các oxit Fe và Mn và các axit humic có thể
cao hơn gấp năm đến sáu lần so với các khoáng sét trong đất, trong khi hút thu bởi axit
fulvic chỉ cao hơn khoảng hai lần.
Các thành phần lưu giữ nói chung với đa số kim loại vết trong quan hệ với pH đất
là tương tự như đã được Yong và nnk (1990) mô tả cho chì:
(i) Các quá trình trao đổi cation tại pH thấp (pH từ 2 – 4) với sự khác biệt do hóa
trị và kích thước ion hóa.
(ii) Sự hình thành của các dạng hydroxy hòa tan tại pH trung bình (pH từ 4 – 6),
các hydroxy này bị hấp phụ trên bề mặt sét, và
(iii) Khi pH đạt đến mức cần thiết cho sự hình thành hydroxit (pH > 5), quá trình
kết tủa là chủ đạo.
Ca
2+
được xem là yếu tố quan trọng kiềm hãm sự hút thu cation kim loại hóa trị
hai như Cd
2+,
Zn

2+
và Pb
2+.
Về lý thuyết, đất đá vôi có thể giảm sự hút thu kim loại, nhưng
trên thực tế, pH cao hơn của những loại đất này làm tăng sự lưu giữ kim loại nói chung
và Cd (và có thể cả các kim loại khác) đã được nhận thấy bị calcite hút thu đặc biệt
(Alloway và nnk, 1988). Sự hút thu kim loại của chất hữu cơ là quá trình quan trọng đặc
biệt với Cu và Pb. Cu, Pb, và Zn hình thành các chelate hữu cơ hòa tan bền trong nước,
và trong dung dịch đất và đất được xử lý qua bùn.
Lưu ý rằng Cd và Zn có thể linh động hơn trong đất so với Cu hoặc Pb do hai ion
này có xu hướng bị hút thu do trao đổi cation và các ion cạnh tranh trong dung dịch đất
(gồm cả H+, thông qua ảnh hưởng của pH) có vẻ dễ dàng thay thế các ion này trong các
phức trao đổi. Trong đất có dùng bùn hữu cơ, Cu, Pb và Zn sẽ là các chelate kim loại –
hữu cơ phổ biến nhất trong nước thấm rỉ. Các quá trình giải hấp liên kết với Cd, Pb, Zn
và Cu, và các yếu tố kiểm soát chúng, được nghiên cứu ít hơn là các quá trình hút thu
3.1.4. Chelate hóa và tạo phức với các hợp chất hữu cơ
Phức chất hữu cơ của các kim loại trong đất và nước được cho là một yếu tố quan
trọng kiểm soát sự hòa tan và dễ tiêu của các kim loại trong hệ đất - cây. Việc phân biệt
giữa các hợp chất hữu cơ tự nhiên trong đất và những hợp chất hữu cơ phát thải từ các