Nghiên cứu sử dụng cỏ vetiver (vetiveria zizanioides (l ) nash) để cải tạo đất bị ô nhiễm pb, as sau khai thác khoáng sản ở tỉnh thái nguyên

i
LỜI CAM ĐOAN


Tôi xin cam ñoan ñây là công trình nghiên cứu của riêng
tôi. Các số liệu, kết quả nêu trong luận án là trung thực.
Những kết luận của luận án chưa công bố trong bất kỳ công
trình nào khác.

Tác giả luận án



Lương Thị Thúy Vân

ii
LỜI CẢM ƠN
* Tôi xin trân trọng cảm ơn tới:
- Ban Giám hiệu, khoa Sau ñại học, khoa Tài nguyên và Môi trường trường
Đại học Nông lâm - Đại học Thái Nguyên ñã giúp ñỡ, tạo ñiều kiện tốt nhất cho
tôi học tập, nghiên cứu và hoàn thành luận án.
- Ban Giám hiệu, Ban chủ nhiệm khoa Sinh - KTNN trường Đại học Sư
phạm - Đại học Thái Nguyên ñã tạo ñiều kiện giúp ñỡ tôi trong quá trình học
tập, nghiên cứu.
* Với lòng biết ơn chân thành, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc tới:
- PGS.TS. Lương Văn Hinh người thầy ñã chỉ ra hướng nghiên cứu, hướng
dẫn tận tình, ñộng viên và giúp ñỡ từng bước ñi của tôi trong quá trình nghiên
cứu và hoàn thành luận án này.
- TS. NCVCC Trần Văn Tựa người thầy ñã trực tiếp hướng dẫn, giúp ñỡ tôi
trong nghiên cứu và hoàn thành luận án này.

- Tôi xin chân thành cảm ơn Bộ Khoa học và Công nghệ cùng chủ nhiệm ñề tài
cấp Nhà nước KC.08.04/06-10 ñã tài trợ kinh phí ñể thực hiện nghiên cứu này.
- Tôi xin chân thành cảm ơn các ñồng nghiệp, bạn bè và gia ñình ñã tạo
ñiều kiện giúp ñỡ, ñộng viên, khích lệ tôi trong quá trình nghiên cứu luận án.
Xin chân thành cảm ơn !
Thái Nguyên, tháng 05 năm 2012
Nghiên cứu sinh


Lương Thị Thúy Vân










Lương Thị Thúy Vân

iii

MỤC LỤC

Lời cam ñoan i
Lời cảm ơn ii
Mục lục iii
Danh mục ký hiệu các chữ viết tắt vii

Danh mục bảng viii
Danh mục hình viii
MỞ ĐẦU 1
1. Tính cấp thiết của ñề tài 1
2. Mục tiêu nghiên cứu của ñề tài 2
3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 3
3.1. Đối tượng nghiên cứu 3
3.2. Phạm vi nghiên cứu 3
4. Ý nghĩa của ñề tài 3
4.1. Ý nghĩa khoa học của ñề tài 3
4.2. Ý nghĩa thực tiễn của ñề tài 3
5. Những ñóng góp mới của ñề tài 4
Chương 1.
TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 5
1.1. Ô nhiễm ñất do kim loại nặng 5
1.1.1. Khái niệm về kim loại nặng 5
1.1.2. Sự tồn tại, chuyển hóa của nguyên tố Pb, As ở trong ñất và
trong cây 5
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt ñộng khai thác
khoáng sản 10
1.1.4. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng 12
1.2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý ñất ô nhiễm kim loại nặng 15
1.2.1. Khái niệm chung 15

iv
1.2.2. Cơ sở khoa học của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim
loại nặng trong ñất 16
1.2.3. Tiêu chuẩn loài thực vật sử dụng ñể xử lý kim loại nặng
trong ñất 19
1.2.4. Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm 19

1.2.5. Ưu ñiểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý
kim loại nặng trong ñất 20
1.2.6. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật ñể xử lý ñất ô
nhiễm kim loại nặng trên thế giới và Việt Nam 22
1.3. Một số ñặc ñiểm cơ bản của cỏ Vetiver và tình hình nghiên
cứu sử dụng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô nhiễm 24
1.3.1. Một số ñặc ñiểm cơ bản của cỏ Vetiver 24
1.3.2. Tình hình nghiên cứu, sử dụng cỏ Veitver cải tạo ñất ô
nhiễm trên thế giới và Việt Nam 26
Chương 2.
ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP
NGHIÊN CỨU 32
2.1. Đối tượng nghiên cứu 32
2.2. Nội dung nghiên cứu 32
2.3. Phương pháp nghiên cứu 32
2.3.1. Phương pháp ñánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng
trong ñất 32
2.3.2. Phương pháp bố trí thí nghiệm 34
2.3.3. Phương pháp thu mẫu và xác ñịnh các chỉ tiêu sinh trưởng
của cây 38
2.3.4. Phương pháp nghiên cứu trong phòng thí nghiệm 38
Chương 3.
KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 40
3.1. Tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường ñất do quá
trình khai thác khoáng sản tại khu vực khai thác thiếc (xã Hà
Thượng, Đại Từ) và khu vực khai thác chì - kẽm (xã Tân Long,
Đồng Hỷ) tỉnh Thái Nguyên 40

v
3.1.1. Khu vực khai thác thiếc xã Hà Thượng - Đại Từ - tỉnh

Thái Nguyên 41
3.1.2. Khu vực khai thác quặng Pb - Zn làng Hích, Đồng Hỷ,
Thái Nguyên 43
3.2. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy Pb, As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm do quá trình khai thác khoáng sản 45
3.2.1. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy Pb của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 46
3.2.2. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 54
3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng sinh trưởng
và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 62
3.3.1. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 63
3.3.2. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều cao thân lá và chiều dài
rễ của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 65
3.3.3. Ảnh hưởng của phân bón ñến sinh khối của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 69
3.3.4. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy Pb, As của
cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 73
3.4. Nghiên cứu ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến sinh trưởng, phát
triển và tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver 77
3.4.1. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng ñẻ nhánh của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 77
3.4.2. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều cao thân lá và chiều
dài rễ của cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 79
3.4.3. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến sinh khối của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 82
3.4.4. Ảnh hưởng của mật ñộ ñến khả năng tích lũy Pb, As của
cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 87
3.5. Nghiên cứu ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối và

khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 88

vi
3.5.1. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 88
3.5.2. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến khả năng tích lũy
Pb, As của cỏ Vetiver 90
3.6. So sánh tính chất của ñất ô nhiễm Pb, As trước và sau khi
trồng cỏ Vetiver 92
3.7. Đề xuất biện pháp kỹ thuật trồng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô
nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản 93
KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ 94
TÀI LIỆU THAM KHẢO 96
DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ ĐƯỢC CÔNG BỐ CỦA

TÁC GIẢ CÓ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN 106
PHỤ LỤC 107


vii

DANH MỤC KÝ HIỆU CÁC CHỮ VIẾT TẮT

Bộ KH và CNMT: Bộ Khoa học và Công nghệ môi trường
BOD: Biochemical Oxygen Demand (chỉ số nhu cầu oxy sinh hóa)
CEC: Cation Exchange Capacity (khả năng trao ñổi cation)
COD: Chemical Oxygen Demand (chỉ số nhu cầu oxy hóa học)
cs: cộng sự
DAP: Diamino phosphate
DW: Dry weight (Khối lượng khô)

EEA: European Environment Agency (Cục môi trường châu Âu)
FW: Fresh weight (Khối lượng tươi)
HT: Hà Thượng
ICP-MS: Inductively-Coupled Plasma-Mass Spectrometry (Phương pháp
khối phổ plasma cảm ứng)
ppm: past per million (Nồng ñộ phần triệu)
ppb: past per billion (Nồng ñộ phần tỷ)
SAS: Statistical Analysis System (Phần mềm phân tích thống kê)
SKK: Sinh khối khô
TCE: Tricloroetylen
TCVN: Tiêu chuẩn Việt Nam
TKV: Tập ñoàn Than và Khoáng sản Việt Nam
TL: Tân Long
TNHH NN: Trách nhiệm hữu hạn Nhà nước






viii
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Khả năng linh ñộng của một số nguyên tố kim loại nặng
trong ñất 6
Bảng 1.2. Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng 9
Bảng 1.3. Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại ñất ở khu mỏ
hoang Songcheon 11
Bảng 1.4. Hàm lượng kim loại nặng trong chất thải
của một số mỏ
vàng ñiển hình ở Úc 11

Bảng 1.5. Đánh giá mức ô nhiễm kim loại trong ñất ở Hà Lan 12
Bảng 1.6. Hàm lượng tối ña cho phép của các kim loại nặng ñược xem
là ñộc ñối với thực vật trong ñất nông nghiệp 13
Bảng 1.7. Đánh giá ô nhiễm ñất mặt bởi các kim loại nặng ở Ba Lan 13
Bảng 1.8. Giới hạn tối ña cho phép hàm lượng tổng số ñối với As, Cd,
Cu, Pb và Zn trong ñất (tầng ñất mặt) 15
Bảng 1.9. So sánh ngưỡng chịu kim loại nặng của cỏ Vetiver
và các
loài cỏ khác 27
Bảng 2.1. Vị trí và ñặc ñiểm của các ñiểm lấy mẫu 33
Bảng 2.2. Một số tính chất hoá học của ñất nghiên cứu 34
Bảng 2.3. Công thức thí nghiệm nghiên cứu khả năng tích lũy Pb, As
của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 35
Bảng 2.4. Công thức thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón
ñến sự sinh trưởng, phát triển và khả năng tích lũy Pb, As
của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 36
Bảng 2.5. Công thức thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của mật ñộ
trồng ñến sự sinh trưởng, phát triển và khả năng tích lũy
Pb, As
của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 37
Bảng 3.1. Hàm lượng kim loại nặng trong ñất ở khu vực khai thác
thiếc xã Hà Thượng - Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên 42
Bảng 3.2. Hàm lượng kim loại nặng trong ñất ở khu vực khai thác
quặng Pb - Zn xã Tân Long, Đồng Hỷ, Thái Nguyên 45
Bảng 3.3. Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong ñất
ñến sự phân nhánh
của cỏ Vetiver 46
Bảng 3.4. Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong ñất
ñến chiều cao thân
lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver 48

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong ñất
ñến sinh khối của
cỏ Vetiver 49
Bảng 3.6. Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 51

ix
Bảng 3.7. Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai ñoạn
sinh trưởng khác nhau 52
Bảng 3.8. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất
ñến ñến khả năng
phân nhánh của cỏ Vetiver 55
Bảng 3.9. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất ñến chiều cao thân
lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver 56
Bảng 3.10. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất ñến sự tạo thành
sinh khối của cỏ Vetiver 57
Bảng 3.11. Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver
trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 58
Bảng 3.12. Hàm lượng As trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai ñoạn

sinh trưởng khác nhau 59
Bảng 3.13. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 63
Bảng 3.14. Ảnh hưởng của phân bón ñến sự phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 64
Bảng 3.15. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 65
Bảng 3.16. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều dài rễ của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb 66

Bảng 3.17. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 67
Bảng 3.18. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều dài rễ của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm As 68
Bảng 3.19. Ảnh hưởng của phân bón ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 69
Bảng 3.20. Ảnh hưởng của phân bón ñến khối lượng rễ
của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb 70
Bảng 3.21. Ảnh hưởng của phân bón ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 71
Bảng 3.22. Ảnh hưởng của phân bón ñến khối lượng rễ của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm As 72
Bảng 3.23. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy Pb
trong
thân lá của cỏ Vetiver 73
Bảng 3.24. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy Pb trong rễ
của cỏ Vetiver 74
Bảng 3.25. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy As trong
thân lá của cỏ Vetiver 75

x
Bảng 3.26. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy As trong rễ
của cỏ Vetiver 76
Bảng 3.27. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng ñẻ nhánh của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 78
Bảng 3.28. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng ñẻ nhánh của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm As 79
Bảng 3.29. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 80

Bảng 3.30. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều dài rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 80
Bảng 3.31. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 81
Bảng 3.32. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều dài rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 81
Bảng 3.33. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá
của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 82
Bảng 3.34. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 84
Bảng 3.35. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 85
Bảng 3.36. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 86
Bảng 3.37. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng tích lũy Pb của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm 87
Bảng 3.38. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng tích lũy As của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm 88
Bảng 3.39. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 89
Bảng 3.40. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 90
Bảng 3.41. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến khả năng tích lũy Pb
trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 91
Bảng 3.42. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến khả năng tích lũy As
trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 91
Bảng 3.43. Tính chất hóa học của ñất ô nhiễm Pb, As trước và sau khi
trồng cỏ Vetiver 92

xi
DANH MỤC HÌNH

Hình 3.1. Sơ ñồ công nghệ tuyển thiếc tại Hà Thượng, Đại Từ 41
Hình 3.2. Sơ ñồ khai thác chì và kẽm tại mỏ Làng Hích 43
Hình 3.3. Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong ñất
ñến khả năng phân
nhánh của cỏ Vetiver 47
Hình 3.4. Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver
trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 51
Hình 3.5. Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver
trong các giai ñoạn
sinh trưởng khác nhau 52
Hình 3.6. Tương quan giữa hàm lượng Pb trong ñất với hàm lượng Pb

trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 53
Hình 3.7. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất
ñến khả năng phân
nhánh của cỏ Vetiver 55
Hình 3.8. Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver
trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 59
Hình 3.9. Hàm lượng As trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai ñoạn
sinh trưởng khác nhau 60
Hình 3.10. Tương quan giữa hàm lượng As trong ñất với hàm lượng
As trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 61
Hình 3.11. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 83
Hình 3.12. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 84
Hình 3.13. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 85
Hình 3.14. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 86


1
MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của ñề tài
Thái Nguyên là một tỉnh giàu tài nguyên khoáng sản và có nhiều
ngành công nghiệp khai khoáng, luyện kim. Mặc dù ñem lại nhiều lợi ích
kinh tế nhưng do công nghệ lạc hậu, không có hệ thống xử lý hoặc chỉ xử
lý sơ bộ nên việc khai thác mỏ thường gây nên hiện tượng ô nhiễm môi
trường nghiêm trọng. Hoạt ñộng của các mỏ khai thác than, quặng, phi
quặng và vật liệu xây dựng như tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi
khoáng sản, ñổ thải, thoát nước mỏ,… ñã phá vỡ cân bằng ñiều kiện sinh
thái hình thành từ hàng chục triệu năm. Các chất thải từ các hoạt ñộng khai
thác khoáng sản có chứa kim loại nặng như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu,…
thường ñược thải trực tiếp ra môi trường mà không qua xử lý gây ô nhiễm
nặng nề môi trường ñất và nước.
Sau thời gian hoạt ñộng của các mỏ khai thác và chế biến khoáng
sản, thường phải mất nhiều năm chúng ta mới khắc phục ñược những hậu
quả của nó. Sau khai thác, tầng ñất mặt bị xáo trộn, trơ sỏi ñá, các hiện
tượng trượt lở, bồi lấp và tích tụ các chất rắn khiến cho chất lượng nước
và ñất ở các vùng khai thác khoáng sản bị ảnh hưởng. Một số khu vực ñất
ñá thải còn có tiềm năng hình thành dòng axit mỏ, có khả năng hòa tan
các kim loại nặng ñộc hại là nguồn gây ô nhiễm tiềm tàng ñối với nước
mặt và nước ngầm của khu vực. Quá trình ô nhiễm ñất và nước dẫn ñến
làm giảm năng suất cây trồng, làm nghèo thảm thực vật, suy giảm sự ña

dạng sinh học. Đồng thời chúng có tác ñộng ngược lại làm cho quá trình
xói mòn, rửa trôi thoái hóa ñất diễn ra nhanh hơn. Nhiều diện tích ñất
canh tác nông nghiệp phải bỏ hoang, diện tích ñất trống ñồi trọc tăng lên.
Sự tích tụ cao các chất ñộc hại, các kim loại nặng trong ñất sẽ làm tăng
khả năng hấp thụ các nguyên tố có hại trong cây trồng, vật nuôi và gián
tiếp gây ảnh hưởng xấu tới sức khỏe con người (Lưu Thế Anh, 2007) [6].
Việc xử lý ñất ô nhiễm kim loại nặng rất phức tạp và thường không
triệt ñể do tính chất của ñất bị thay ñổi khi liên kết với kim loại nặng.
Nhiều phương pháp hóa - lý ñã ñược lựa chọn ñể xử lý ñất bị ô nhiễm kim
loại nặng như: rửa ñất, bê tông hóa, ñào ñất bị ô nhiễm chuyển ñến nơi
chôn lấp thích hợp, kết tủa hóa học, oxy hóa khử, phản hấp phụ ở nhiệt ñộ
thấp, xử lý nhiệt, trao ñổi ion, Vấn ñề hạn chế của những phương pháp
này là chi phí quá cao so với ñiều kiện kinh tế ở các nước ñang phát
triển, mặt khác môi trường ñất sau khi xử lý không thể tái sử dụng ñược
(Lê Văn Khoa và cs, 2007) [30]. Do vậy, ngoài những phương pháp xử lý

2
ñất ô nhiễm truyền thống trước ñây thì phương pháp sử dụng thực vật ñang
là hướng nghiên cứu có triển vọng, thu hút sự quan tâm của nhiều nhà khoa
học trên thế giới bởi tính hiệu quả về kinh tế, ñơn giản và thân thiện với
môi trường. Phương pháp này tuy mới mẻ ở Việt Nam nhưng ñã ñược thực
hiện như một công nghệ thương mại trên thế giới từ những năm 1990 của
thế kỷ trước. Đó là một quá trình, trong ñó dùng thực vật ñể thải loại, di
chuyển, tinh lọc và trừ khử các chất ô nhiễm trong ñất thông qua nhiều cơ
chế thuộc phạm trù chức năng thực vật. Những thực vật này sau ñó ñược
thu hoạch và xử lý như những chất thải nguy hại.
Ở Việt Nam hiện nay, cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash) ñã
ñược trồng tại nhiều tỉnh thành trong cả nước với các mục ñích khác nhau
như: chống xói mòn, sạt lở, ứng dụng xử lý nước thải từ các trại chăn nuôi,
phòng chống và giảm thiểu thiên tai ở miền Trung, xử lý chất ñộc hóa học

ñiôxin ở A Lưới (Thừa Thiên Huế) (Paul Truong, Trần Tân Văn và cs,
2006) [51]. Với những tính năng vượt trội, cỏ Vetiver còn ñược sử dụng ñể
xử lý ñất ô nhiễm, trong ñó có ñất ô nhiễm kim loại nặng. Một số nghiên
cứu của Võ Văn Minh (2008) và Truong P. N. V. (2006) cũng ñã chứng
minh hiệu quả cải tạo ñất của loài cỏ này [35], [103]. Tuy nhiên, sử dụng
cỏ Vetiver ñể cải tạo ñất bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác
khoáng sản chưa thực sự ñược quan tâm. Vì vậy, ñề tài “Nghiên cứu sử
dụng cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash) ñể cải tạo ñất bị ô
nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên” vừa là một
minh chứng cho khả năng cải tạo ñất của cỏ Vetiver, ñồng thời ñưa ra
những biện pháp kỹ thuật phù hợp với ñiều kiện canh tác ở ñịa phương
nhằm cải tạo, phục hồi diện tích ñất bị thoái hóa và ô nhiễm sau khai thác
khoáng sản nhằm tăng diện tích ñất có chất lượng tốt sử dụng cho sản
xuất nông, lâm nghiệp. Qua ñó giải quyết khó khăn về quỹ ñất, tăng sản
lượng nông nghiệp góp phần cải thiện ñời sống của người nông dân ñặc
biệt là dân nghèo tại những vùng bị ảnh hưởng của hoạt ñộng khai thác
khoáng sản.
2. Mục tiêu nghiên cứu của ñề tài
- Đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường ñất tại
khu vực khai thác thiếc (xã Hà Thượng, Đại Từ) và khu vực khai thác chì -
kẽm (xã Tân Long, Đồng Hỷ) của tỉnh Thái Nguyên.
- Đánh giá khả năng chống chịu và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As.

3
- Nghiên cứu một số biện pháp nông học nhằm mục ñích nâng cao khả
năng cải tạo ñất ô nhiễm của cỏ Vetiver.
- Đề xuất một số biện pháp kỹ thuật sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo, xử
lý ñất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản.
3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

3.1. Đối tượng nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu trong thí nghiệm là loài cỏ (Vetiveria
zizanioides (L.) Nash) trồng trên môi trường ñất ô nhiễm Pb, As sau khai
thác khoáng sản. Cỏ giống do Trung tâm nghiên cứu ñất và phân bón
vùng trung du (Viện Thổ nhưỡng Nông hóa), huyện Hiệp Hòa, Bắc Giang
cung cấp.
3.2. Phạm vi nghiên cứu
Từ năm 2006 - 2010, ñề tài tiến hành nghiên cứu khả năng tích lũy Pb,
As của cỏ Vetiver trong ñất ô nhiễm, thực hiện tại trường Đại học Nông Lâm
Thái Nguyên; thí nghiệm nghiên cứu các biện pháp canh tác nhằm tăng khả
năng hấp thụ kim loại nặng của loài cỏ này ñược thực hiện tại 2 khu vực ñất ô
nhiễm do khai thác khoáng sản của tỉnh Thái Nguyên, ñó là khu ruộng bị ô
nhiễm As phía dưới mỏ thiếc, thuộc thôn 7, xứ Đồng Nhi, xã Hà Thượng,
huyện Đại Từ và ñất ô nhiễm Pb do khai thác mỏ Pb - Zn tại khu vực xóm
Làng Mới, xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên.
4. Ý nghĩa của ñề tài
4.1. Ý nghĩa khoa học của ñề tài
Kết quả nghiên cứu của ñề tài khẳng ñịnh, khi trồng cỏ Vetiver trên
ñất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản, cỏ có khả năng chống
chịu tốt và tích lũy Pb, As với hàm lượng cao trong cây. Những nghiên cứu
ngoài thực ñịa nhằm mục ñích tăng cường khả năng cải tạo ñất ô nhiễm
kim loại nặng của cỏ Vetiver như: kỹ thuật bổ sung phân bón, bố trí mật ñộ
trồng và chu kỳ thu hoạch thích hợp, là cơ sở khoa học rất có ý nghĩa cho
việc nghiên cứu và sử dụng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô nhiễm nói chung, ñặc
biệt là những vùng ñất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác
khoáng sản.
4.2. Ý nghĩa thực tiễn của ñề tài
Đề tài “Nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash)
ñể cải tạo ñất bị ô nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên”

4
ñược tiến hành trực tiếp trên môi trường ñất bị ô nhiễm Pb, As do nước thải
của mỏ khai thác khoáng sản, vì vậy kết quả nghiên cứu của ñề tài hoàn toàn
có ý nghĩa thực tiễn nên việc lựa chọn biện pháp sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo
ñất bị ô nhiễm kim loại nặng là hoàn toàn khả thi. Thành công của ñề tài sẽ
góp phần giải quyết tình trạng ô nhiễm môi trường ñất của tỉnh Thái Nguyên
và là cơ sở ñể nhân rộng mô hình xử lý này cho những khu vực ñất nông
nghiệp bị ô nhiễm kim loại nặng ñang ngày càng phổ biến ở Việt Nam.
5. Những ñóng góp mới của ñề tài
- Đây là nghiên cứu ñầu tiên về khả năng tích lũy Pb, As và cải tạo ñất
bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản của cỏ Vetiver
ở Việt Nam.
- Kết quả nghiên cứu ñã khẳng ñịnh, cỏ Vetiver có thể sinh trưởng,
phát triển bình thường và tích lũy Pb, As khá cao trong các bộ phận của cỏ
trong môi trường ñất nông nghiệp bị ô nhiễm Pb ở phạm vi từ 1055,13 -
2906,12 mg/kg và ô nhiễm As với hàm lượng từ 248,19 - 1137,17 mg/kg.
Hàm lượng Pb, As ñược tích lũy nhiều trong rễ, chỉ một phần ñược vận
chuyển lên thân lá.
- Xác ñịnh ñược công thức phân bón, mật ñộ trồng và chu kỳ thu
hoạch hợp lý nhằm tạo ñiều kiện thuận lợi cho sự sinh trưởng, phát triển,
tăng cường khả năng hấp thụ và tích luỹ Pb, As của cỏ Vetiver cũng là một
trong những ñiểm mới của ñề tài. Để tăng khả năng hấp thụ và tích lũy Pb,
As trong quá trình sử dụng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô nhiễm kim loại nặng
nên bón phân với tỷ lệ N : P : K là 100 : 80 : 60, 80 : 100 : 60 hoặc 60 : 80 :
100; thu hoạch cỏ 4 lần/năm; mật ñộ trồng 30 x 30 hoặc 30 x 40.
- Đề xuất biện pháp kỹ thuật sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo, xử lý ñất ô
nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản.


5

Chương 1
TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1. Ô nhiễm ñất do kim loại nặng
1.1.1. Khái niệm về kim loại nặng
Kim loại nặng là thuật ngữ dùng ñể chỉ những kim loại có tỷ trọng
lớn hơn 4 hoặc 5. Chúng bao gồm: Pb (tỷ trọng 11,34), Cd (tỷ trọng 8,60),
Ag (tỷ trọng 10,50), Bi (tỷ trọng 9,80), Co (tỷ trọng 8,90), Cu (tỷ trọng
8,96), Cr (tỷ trọng 7,10), Fe (tỷ trọng 7,87), Hg (tỷ trọng 13,52), Mn (tỷ
trọng 7,44), Ni (tỷ trọng 8,90), Zn (tỷ trọng 7,10), Ngoài ra các á kim
như As, Se cũng ñược xem như các kim loại nặng (Bjerrgard M. H.,
Depledge J. M., 1991) [62].
Các kim loại nặng là tác nhân ô nhiễm nguy hiểm ñối với hệ sinh thái
ñất, chuỗi thức ăn và con người. Những kim loại nặng có ñộc tính cao nguy
hiểm là thủy ngân (Hg), cadimi (Cd), chì (Pb), niken (Ni); các kim loại có
ñộc tính mạnh là asen (As), crom (Cr), mangan (Mn), kẽm (Zn) và thiếc
(Sn) (Phạm Việt Hùng và cs, 1999) [55].
Theo Lê Văn Khoa và cs (1996), kim loại nặng có thể cần thiết cho
cây trồng. Chúng tham gia vào các quá trình sinh lý, hóa sinh trong cây như
những nguyên tố khác. Nhiều loài thực vật thể hiện khả năng tích lũy ñộc
ñáo. Thí dụ, nhôm ñược tích lũy trong cây chè; bạc ñược tích lũy trong cây
hành, tỏi; kẽm trong cây hướng dương, ñậu ñỗ; crôm trong cây thuốc lá;
ñồng trong cây ngô, cây chè, [27].
Một số kim loại không cần thiết cho sự sống, không có chức năng sinh
hóa, ñược gọi là các nguyên tố vết không chính yếu như asen, chì, thủy
ngân… những kim loại này khi vào cơ thể sinh vật ngay cả dạng vết cũng có
thể gây tác ñộng ñộc hại (Đặng Đình Bạch và cs 2006) [8].
Khi các kim loại nặng xâm nhập vào môi trường sẽ làm biến ñổi ñiều
kiện sống, tồn tại của sinh vật sống trong môi trường ñó. Kim loại nặng gây
ñộc hại với môi trường và cơ thể sinh vật khi hàm lượng của chúng vượt
quá tiêu chuẩn cho phép.

1.1.2. Sự tồn tại, chuyển hóa của nguyên tố Pb, As ở trong ñất và trong cây
Trong ñất, các kim loại ñộc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác
nhau, liên kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hoặc tạo thành các chất phức
hợp (chelat). Khả năng dễ tiêu của chúng ñối với thực vật phụ thuộc vào
nhiều yếu tố như: pH, dung tích trao ñổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn

6
nhau vào các kim loại khác. Ở ñất có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên
các phức hệ hấp phụ. Nhìn chung, kim loại nặng có khả năng linh ñộng lớn
ở ñất chua (pH < 5,5) (Alloway B. J., 1995) [58].
Bảng 1.1. Khả năng linh ñộng của một số nguyên tố kim loại nặng
trong ñất
Khả năng
linh ñộng
Điều kiện
Oxy hóa Axit
Trung tính -
kiềm
Khử
Rất cao - - Se -
Cao Se Se, Hg - -
Trung bình Hg, As, Cd As, Cd As, Cd -
Thấp Pb, As, Sb, Ti

Pb, Bi, Sb, Ti Pb, Bi, Sb, Ti

-
Rất thấp Te Te Hg, Te Te, Se, Hg
Không linh ñộng - - - Cd, Pb, Bi, Ti

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2000 [28]
Như vậy, theo bảng 1.1 trong môi trường từ axit ñến trung tính hoặc
kiềm, khả năng linh ñộng của các nguyên tố As, Cd ở mức trung bình;
các nguyên tố Pb, Bi, Sb, Ti chỉ ñạt ở mức thấp; nguyên tố Te và Hg rất
ít linh ñộng.
1.1.2.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong ñất và trong cây
Chì (Pb) là kim loại nặng có màu xám xanh, rất mềm có thể cắt bằng
dao. Pb là nguyên tố nhóm IV, số thứ tự 82 trong bảng hệ thống tuần hoàn,
khối lượng nguyên tử 207,21. Khối lượng riêng d = 11,34 g/cm
3
. Chì có
các ñồng vị 204 (1,55%), 206 (22,51%), 207 (22,60%), 208 (53,34%) khá
phong phú trong tự nhiên và chiếm tỷ lệ khác nhau trong các loại khoáng
vật. Các mức oxy hóa ñặc trưng của Pb là +2 và +4. Các hợp chất với mức
oxy hóa +2 của Pb bền và nhiều hơn. Quặng quan trọng nhất ñể khai thác
Pb là Galen (PbS) [57], [58].
* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Pb trong ñất
Chì là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh ñộng kém, có thời
gian bán hủy trong ñất từ 800 - 6000 năm. Dạng tồn tại của Pb trong ñất
chủ yếu là các muối dễ tan (clorua, bromua), hợp chất hữu cơ hấp phụ trên
keo sét, axit humic và các hợp chất khó tan (cacbonat, hydroxyt…). Dạng

7
tồn tại của Pb trong ñất phụ thuộc chủ yếu vào thành phần cơ học, hàm
lượng hợp chất hữu cơ, pH,… Điều kiện khí hậu hình thành ñất ảnh hưởng
rất lớn tới dạng tồn tại của chì. Ở những khu vực khô hạn, Pb tồn tại ở dạng
ion hấp phụ, cacbonat hữu cơ, sunfua. Trong ñất vùng nhiệt ñới Pb ở dạng
hydroxyt chiếm ưu thế (Mai Trọng Nhuận, 2001) [37].
Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hóa thành
PbSO

4
do quá trình phong hóa. Pb
2+
sau khi ñược giải phóng sẽ tham gia
vào nhiều quá trình khác nhau trong ñất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét,
chất hữu cơ hoặc oxyt kim loại. Hoặc bị cố ñịnh trở lại dưới dạng các hợp
chất Pb(OH)
2
, PbCO
3
, PbS, PbO, Pb
3
(PO
4
)
2
, Pb
5
(PO
4
)
3
OH. Chì bị hấp phụ
trao ñổi chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong ñất. Các chất
hữu cơ có vai trò lớn trong ñất do hình thành các phức hệ với chì. Đồng
thời chúng cũng làm tăng tính linh ñộng của Pb khi các chất hữu cơ này có
tính linh ñộng cao.
Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất
bay hơi như (CH
3

)
4
Pb. Trong ñất chì có tính ñộc cao, nó hạn chế hoạt ñộng
của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất
hữu cơ. Pb
2+
trong ñất có khả năng thay thế ion K
+
trong các phức hệ hấp
phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. Khả năng hấp phụ chì tăng dần
theo thứ tự sau: montmorillonit < axit humic < kaolinit < allophane < oxyt
sắt. Khả năng hấp phụ chì tăng dần ñến pH mà tại ñó hình thành kết tủa
Pb(OH)
2
(Lê Văn Khoa và cs, 2000) [28].
* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Pb trong cây [57], [106]
Mặc dù Pb xuất hiện rất tự nhiên trong cơ thể của nhiều loài thực vật
nhưng nó không ñóng vai trò quan trọng nào trong quá trình trao ñổi chất.
Chì ñược hút thu thụ ñộng vào thực vật và tỷ lệ hút thu bị giảm ñi do bón
vôi và nhiệt ñộ thấp. Chì không bị hoà tan hoàn toàn trong ñất nhưng nó
vẫn ñược hấp thụ qua lông hút và ñược dự trữ trong thành tế bào. Khi Pb
xuất hiện ở dạng hoà tan trong dung dịch dinh dưỡng, rễ thực vật có khả
năng hấp thụ một lượng lớn nguyên tố này, tỷ lệ hút thu tỷ lệ thuận với việc
tăng nồng ñộ chất dinh dưỡng trong dung dịch và với thời gian. Sự di
chuyển của Pb từ rễ ñến với phần thực vật trên mặt ñất khá giới hạn, chỉ 3%
Pb trong rễ ñược vận chuyển ñến các phần non.
Rất nhiều nghiên cứu cho rằng một số muối Pb, ñặc biệt là Pb(NO
3
)
2

tuy ở nồng ñộ thấp cũng gây ra những ảnh hưởng ñến sự phát triển của cây.
Do những phản ứng của Pb với những nguyên tố khác và với rất nhiều
nhân tố môi trường, vì vậy không dễ dàng ñể xác ñịnh nồng ñộ Pb gây ñộc

8
cho cây. Một số nghiên cứu cho rằng Pb có ảnh hưởng ñộc trong một số
quá trình như quang hợp, sự phân bào, sự hút thu nước, tuy nhiên dấu hiệu
ñộc trong thực vật là không ñặc trưng.
Một vài loài thực vật, kiểu sinh thái giống vi khuẩn, có thể phát triển,
trao ñổi chất có Pb. Ngưỡng chịu ñựng này dường như có quan hệ với ñặc
tính của màng tế bào. Pb có ảnh hưởng ñến tính co dãn và ñàn hồi của
màng tế bào, kết quả làm cứng màng tế bào. Những thực vật nhạy cảm
hoặc giống vi khuẩn hút thu nhiều Pb vào tế bào hơn những thực vật có khả
năng chống chịu với nồng ñộ Pb trong ñất cao. Sự tích luỹ Pb trong màng
tế bào làm suy yếu chức năng của nó. Nói cách khác, những kiểu sinh thái
chống chịu với Pb có thể tích luỹ Pb trong màng tế bào ở những dạng
không hoạt ñộng như Pb-pyrophotphat hoặc Pb-octophotphat.
Sự biến ñộng hàm lượng Pb trong thực vật bị tác ñộng bởi một số nhân
tố môi trường như là quá trình ñịa hoá, ô nhiễm và khả năng di chuyển.
Hàm lượng Pb dễ tiêu tăng ở những vùng không bị ô nhiễm ñược nhiều tác
giả công nhận ở thập kỷ 1970 - 1980, dao ñộng trong khoảng 0,001 - 0,08
mg/kg (trọng lượng tươi) hoặc 0,05 - 3 mg/kg (trọng lượng khô). Hàm lượng
Pb trong hạt ngũ cốc ở rất nhiều quốc gia không có sự khác nhau nhiều và
dao ñộng trong khoảng 0,01 - 2,28 mg/kg (trọng lượng khô). Sự tích luỹ sinh
học cao nhất của Pb chủ yếu qua lá (ñặc biệt là rau xà lách). Những thực vật
phát triển ở khu vực tái chế kim loại sẽ hút thu Pb từ không khí và ñất. Chì
trong không khí là nguồn gây ô nhiễm chính, ở dạng này Pb hấp thụ qua tán
lá do Pb lắng ñọng trên bề mặt lá và bị hấp thụ qua những tế bào lá này
(Alina Kabata - Pendias và cs, 2001; Wu và cs, 1999).

1.1.2.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Asen (As) trong ñất và
trong cây
Asen (As) là á kim, thuộc nhóm V-A, có khối lượng nguyên tử là
74,99 trong bảng hệ thống tuần hoàn. As có các hóa trị +5, +3, 0 và -3. Các
nhà ñộc học lại coi As là kim loại nặng vì As cũng có ảnh hưởng ñến vấn
ñề ô nhiễm môi trường và có ñộc tính cao ñối với cơ thể sống giống như
các kim loại nặng khác (Cd, Cu, Hg, Cr, Pb, Ni…) [57], [58].
* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong ñất
As tồn tại trong ñất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như acsenat
(AsO
4
3-
) trong ñiều kiện ôxy hóa. Chúng bị hấp thu mạnh bởi các khoáng
sét, sắt, mangan oxyt hoặc hydroxyt và các chất hữu cơ. Trong ñất axit,
As có nhiều ở dạng acsenat với sắt và nhôm (AlAsO
4
, FeAsO
4
), trong
khi ở các ñất kiềm và ñất cacbonat lại có nhiều ở dạng Ca
3
(AsO
4
)
2
. Khả
năng linh ñộng của As trong ñất tăng khi ñất ở dạng khử vì nó tạo thành

9
các acsenit As (III) có khả năng hòa tan lớn gấp 5 - 10 lần các acsenat.

Tuy nhiên acsenit As (III) cũng có tính ñộc hại cao hơn so với dạng
acsenat As (V). Khi bón vôi cho ñất cũng làm tăng khả năng linh ñộng
của As do chuyển từ Fe, Al - acsenat sang dạng Ca-acsenat linh ñộng hơn
(Lê Văn Khoa và cs, 2000) [28].
Gốc arsenic kết hợp với Ca, Al, Fe tạo thành những hợp chất không
tan như Ca
3
(AsO
4
)
2
, AlAsO
4
, FeAsO
4
. Tích số hòa tan của chất ñầu là
6,8.10
-19
, của hai chất sau là 5,7.10
-21
, do ñó chất ñầu ñộc hại hơn hai chất
sau. Bởi vậy, nếu ta bón các muối sunphat sắt nhôm (phèn chua) vào ñất bị
ô nhiễm As thì As có thể ñược giải ñộc dần dần do nguyên nhân nói trên
(Lê Thanh Bồn, 2006) [12].
* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong cây
As có trong hầu hết các loài thực vật, nhưng vai trò sinh học của nó lại
rất ít ñược biết ñến. Nghiên cứu quá trình di chuyển của As trong lá dương
xỉ Pteris vittata L. kết quả cho thấy rằng As có khả năng di chuyển rất linh
ñộng trong các ống xilem và từ xilem tới các tế bào lá. Sự di chuyển của As
tương tự với K, một trong những nguyên tố linh ñộng nhất trong thực vật.

Bảng 1.2. Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng
Đơn vị: ppb
Thực vật Mẫu mô FW DW
Đại mạch Hạt - 3 - 18
Yến mạch Hạt - 10
Lúa mì Hạt - 50,3 - 10
Gạo nâu Hạt - 110 - 200
Ngô ngọt Hạt 25 30 - 400, 30
Đậu ñỗ Quả 0,74 - < 6,7 7 - 100
Cải bắp Lá 1,2 - < 16,0 20 - 50
Rau bina Lá - 200 - 1500
Rau diếp Lá < 5,3 20 - 250
Cà rốt Rễ 4,8 - < 13,0 40 - 80
Hành Củ 4,5 50 - 200
Khoai tây Thân - 30 - 200
FW - Khối lượng tươi (Fresh weight)
DW - Khối lượng khô (Dry weight)
Nguồn: Alina Kabata - Pendias và cs (2001) [57]

10
Một vài loài thực vật có khả năng chịu ñược hàm lượng cao của As
trong mô. Độc As thường ñược tìm thấy trong những loài thực vật ñang
phát triển trên chất thải mỏ, trên những ñất ñược xử lý với thuốc diệt cỏ có
chứa As và trên những ñất có As ñưa vào do quá trình xử lý bùn thải.
Những triệu chứng ngộ ñộc As ñược miêu tả là lá héo, nhuộm màu tím (do
tăng hàm lượng anthocyanin), rễ cây bị bạc màu, co nguyên sinh tế bào.
Tuy nhiên, triệu chứng chung nhất là giảm tăng trưởng.
Khả năng chống chịu As của thực vật khoảng 2 ppm DW. Tuy nhiên, giá
trị giới hạn trong lúa ở mức cao, khoảng 100 ppm DW ở ñỉnh sinh trưởng và
1000 ppm DW ở rễ. Davis và cộng sự ñưa ra giá trị giới hạn 20 ppm DW

ñối với lúa mạch. Macnicol và Beckett ñưa ra nhận xét là khi hàm lượng As
trong các loài thực vật khác nhau dao ñộng từ 1 - 20 ppm DW thì năng suất
có thể suy giảm hơn 10%. Mặc dù có nhiều nghiên cứu về ảnh hưởng kích
thích của As lên sự hoạt ñộng của vi sinh vật ñất, nhưng As ñược biết ñến
như là một chất ức chế sự trao ñổi chất. Vì vậy, sản lượng rau suy giảm khi
rau ñược trồng trên ñất có hàm lượng As di ñộng cao. As ít ñộc hơn khi
thực vật ñược bổ sung ñầy ñủ photpho (Alina Kabata - Pendias và cs, 2001;
Sheila M. Ross, 1994) [57], [95].
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt ñộng khai thác khoáng sản
Quá trình khai thác khoáng sản gây ô nhiễm và suy thoái môi trường
ñất ở mức ñộ nghiêm trọng là một thực tế ñáng báo ñộng hiện nay. Các
dạng ô nhiễm môi trường tại những mỏ ñã và ñang khai thác rất ña dạng
như ô nhiễm ñất, nước mặt, nước ngầm. Các tác nhân gây ô nhiễm là axit,
kim loại nặng, cyanide, các loại khí ñộc… Hiện tượng suy giảm chất lượng
nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm kim loại nặng có nguồn gốc
công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd… cần phải sớm có giải
pháp xử lý.
Công ñoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng ñều gây nên ô
nhiễm kim loại vào ñất, nước, không khí và cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn
kim loại không chỉ xảy ra khi mỏ ñang hoạt ñộng mà còn tồn tại nhiều năm
sau kể từ khi mỏ ngừng hoạt ñộng. Theo Lim H. S và cộng sự (2004), tại
mỏ vàng - bạc Soncheon ñã bỏ hoang ở Hàn Quốc, ñất và nước nhiều khu
vực ở ñây vẫn còn bị ô nhiễm một số kim loại ở mức cao [75].

11
Bảng 1.3. Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại ñất
ở khu mỏ hoang Songcheon
Đơn vị: ppm
Nguyên
tố

Bãi thải quặng

Đất vùng núi

Đất trang trại

Đất bình
thường trên
thế giới
As 3 584 - 143 813

695 - 3 082 7 - 626 6,0
Cd 2,2 - 20 1,32 0,75 0,35
Cu 30 - 749 36 - 89 13 - 673 30
Pb 125 - 50 803 63 - 428 23 - 290 35
Zn 580 - 7 541 115 - 795 63 - 110 90
Hg 0,09 - 1,01 0,19 - 0,55 0,09 - 4,90 0,06
Nguồn: H.S. Lim và cộng sự, 2004 [75]
Theo các tác giả thì bãi thải ñuôi quặng ở ñây là nguồn ñiểm gây ô
nhiễm các kim loại cho ñất ở những khu vực xung quanh. Hàm lượng các
kim loại cao trong ñất trang trại là do sự phát tán kim loại bởi gió, nước từ
các bãi quặng ñuôi. Đa số cây trồng ở các khu ñất bị nhiễm kim loại ñã bị
nhiễm As và Zn ở mức cao.
Môi trường ñất tại các mỏ vàng mới khai thác thường có ñộ kiềm cao
(pH: 8 - 9), ngược lại ở các mỏ vàng cũ, thường có ñộ axit mạnh (pH: 2,5 - 3,5);
dinh dưỡng trong ñất thấp và hàm lượng kim loại nặng rất cao. Chất thải ở
ñây thường là nguồn gây ô nhiễm môi trường, cả phần trên mặt ñất và phần
dưới mặt ñất. Ở Úc, chất thải từ các mỏ vàng chứa hàm lượng các kim loại
nặng vượt tiêu chuẩn cho phép rất nhiều lần (ANZ, 1992) [59].
Bảng 1.4. Hàm lượng kim loại nặng trong chất thải

của một số mỏ vàng ñiển hình ở Úc
Kim loại nặng Hàm lượng kim loại nặng tổng số (ppm)
As 1 120
Cr 55
Cu 156
Mg 2 000
Pb 353
St 335
Zn 283
Nguồn: ANZ, 1992 [59]

12
Ở Việt Nam, trong thời gian qua, tình trạng khai thác khoáng sản trái
phép ñã diễn ra tràn lan ở một số ñịa phương (Thái Nguyên, Cao Bằng,
Tuyên Quang…). Các chất thải từ các hoạt ñộng khai thác khoáng sản có
chứa kim loại nặng như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu… ñã làm cho môi trường
ñất bị ô nhiễm nghiêm trọng. Đồng thời một diện tích lớn rừng ñã bị ảnh
hưởng và tác ñộng, làm cho môi trường ñất bị suy thoái [10].
Ngoài ra, nguyên nhân gây ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường ñất
còn do chất thải của các khu công nghiệp, các làng tái chế kim loại, thuốc bảo
vệ thực vật và chất thải ñô thị. Vấn ñề này hiện nay ñang ñược rất nhiều nhà
khoa học Việt Nam quan tâm và ñưa ra hướng giải quyết [2], [3], [7], [48], [49].
1.1.4. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng
1.1.4.1. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng của một
số nước trên thế giới
Việc xây dựng ngưỡng ñộc hại ñối với các kim loại nặng rất khó khăn
và tùy thuộc vào mục ñích sử dụng ñất. Tùy theo từng nước mà công việc
kiểm soát ñánh giá ñất ô nhiễm có khác nhau. Ở Hà Lan, chính phủ ñã xây
dựng hệ thống gồm 3 mức: giá trị chấp nhận ñược hay giá trị nền, giá trị
chứng tỏ quá trình nhiễm bẩn ñang xảy ra và giá trị cần thiết phải làm sạch

(bảng 1.5).
Bảng 1.5. Đánh giá mức ô nhiễm kim loại trong ñất ở Hà Lan
Nguyên tố
Hàm lư
ợ
ng
kim lo
ạ
i n
ặ
ng
trong ñ
ấ
t (
ppm
)

Đ
ấ
t không

nhiễm bẩn
Đ
ấ
t b
ị


nhiễm bẩn
Đ

ấ
t c
ầ
n

làm sạch
Cr

100

250

800

Ni

50

100

500

Cu

50

100

500

Zn

200

500

3000

As

20

30

50

Cd

1

5

20

Sn

20

50

300

Hg

0,5

2

10

Pb

50

150

600

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2008 [31]
Nhiều nước còn ñưa ra quy ñịnh giới hạn kim loại nặng ñối với ñất
dùng cho mục ñích nông nghiệp. Mục tiêu của giới hạn này là bảo vệ tính
năng sản xuất của ñất, môi trường và sức khỏe con người.

13
Bảng 1.6. Hàm lượng tối ña cho phép của các kim loại nặng ñược xem
là ñộc ñối với thực vật trong ñất nông nghiệp
Đơn vị: ppm
Nguyên t
ố

Áo

Canaña

Ba Lan

Nh
ậ
t

Anh

Đ
ứ
c

Cu

100

100

100

125

50 (100)

50 (200)

Zn

300

400

300

250

150 (300)

300 (600)

Pb

100

200

100

400

50 (100)

500 (1000)

Cd

5

8

3

-

1 (3)

2 (5)

Hg

5

0,3

5

-

2

10 (50)

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2008 [31]
Đất bị ô nhiễm kim loại nặng không những làm giảm năng suất sinh
học của cây trồng mà còn ảnh hưởng ñến chất lượng nông sản dẫn tới tác
ñộng xấu ñến sức khỏe con người. Vì vậy, nhiều nước ñã quy ñịnh mức ô

nhiễm ñối với mỗi nhóm ñất và phương thức sử dụng ñất. Ví dụ ở Ba Lan
ñưa ra 6 mức ô nhiễm ñối với 3 nhóm ñất khác nhau.
Bảng 1.7. Đánh giá ô nhiễm ñất mặt bởi các kim loại nặng ở Ba Lan
Đơn vị tính: ppm
Nguyê
n
tố
Nhóm
ñất
Lo
ạ
i ô nhi
ễ
m

0

I

II

III

IV

V

Cu
A

15

30

50

80

300

> 300

B

25

50

80

100

500

> 500

C

40

70

100

150

750

> 750

Zn
A

50

100

300

700

3000

> 3000

B

70

200

500

1500

5000

> 5000

C

100

300

1000

3000

8000

> 8000

Pb
A

30

70

100

500

2500

> 2
500

B

50

100

250

1000

5000

> 5000

C

70

200

500

2000

7000

> 7000

Cd
A

0,3

1

2

3

5

> 5

B

0,5

1,5

3

5

10

> 10

C

1,0

3,0

5

10

20

> 20

Nguồn: Trích theo Lê Đức, Trần Khắc Hiệp (2006) [23]
Chú thích:
A - nhẹ và trung bình, pH < 5,5;
B - trung bình và nặng, pH < 5,5;
C - nặng và giàu chất hữu cơ, pH = 5,5 - 6,5

14
Mức ñộ ô nhiễm:
0 - Không ô nhiễm;
I - Ô nhiễm nhẹ;

II - Ô nhiễm trung bình
III - Ô nhiễm khá;
IV - Ô nhiễm nặng;
V - Ô nhiễm rất nặng.
(I) Đất bị ô nhiễm nhẹ có thể dùng ñể canh tác ñối với tất cả các cây
trồng ngoại trừ việc trồng rau cho trẻ nhỏ và trẻ sơ sinh; (II) Đất bị nhiễm
bẩn trung bình ñược sử dụng cho các loại ngũ cốc, khoai tây, cà chua, củ
cải ñường, các loại cỏ. Cấm trồng các loại rau như rau diếp, rau bias; (III)
Đất bị nhiễm bẩn tương ñối nặng có nguy cơ gây nhiễm bẩn bất kỳ cây
trồng nào. Khuyến cáo các hoạt ñộng nông nghiệp làm giảm sự hút thu kim
loại, kiểm soát thường xuyên chất lượng thực vật làm thức ăn. Thích hợp
với việc trồng cây công nghiệp và cỏ cho hạt; (IV) Đất bị nhiễm bẩn nặng
không nên dùng cho sản xuất thực vật làm thức ăn, ñặc biệt khi ñất có
thành phần cơ giới nhẹ và phản ứng chua. Khuyến cáo trồng cây công
nghiệp, ñặc biệt là các cây trồng lấy cồn, dầu kỹ thuật, làm chất ñốt; (V)
Đất bị nhiễm bẩn rất nặng nên loại trừ và sử dụng vào mục ñích nông
nghiệp, nếu có thể phải làm sạch kim loại nặng. Một số nơi thích hợp có
thể dùng ñể trồng cây công nghiệp.
1.1.4.2. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng ở Việt Nam
Ở Việt Nam, nhìn chung ñất bị ô nhiễm kim loại nặng chưa phải là
phổ biến. Tuy nhiên, sự ô nhiễm cũng ñã xuất hiện mang tính cục bộ ở các
vùng xung quanh các khu công nghiệp, các nơi khai thác quặng và các làng
nghề tái chế, ñặc biệt là tái chế kim loại.
Theo tiêu chuẩn Việt Nam QCVN 03: 2008/BTNMT ñưa ra giới hạn
tối ña cho phép hàm lượng tổng số của As, Cd, Cu, Pb, Zn trong ñất dùng
cho mục ñích khác nhau ở Việt Nam ñược trình bày trong bảng 1.8.