nghiên cứu nguy cơ phơi nhiễm chì (pb) qua đường ăn, uống đối với sức khỏe người dân tại văn môn - yên phong - bắc ninh

i

LỜI CẢM ƠN

Tôi xin chân thành cảm ơn PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải - Phó Chủ
nhiệm Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc
gia Hà Nội và Thạc sĩ Ngô Đức Minh - Viện Thổ nhưỡng Nông hóa (Viện
Khoa học Nông nghiệp Việt Nam), những người đã tận tình chỉ bảo, hướng
dẫn để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này. Đồng thời tôi cũng xin chân
thành cảm ơn các thầy cô giáo trong Khoa Môi trường, Trường Đại học
Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN, đã trang bị cho tôi những kiến thức khoa học
quý báu trong suốt khóa học để tôi thêm vững tin trong quá trình thực hiện
luận văn và công tác sau này.
Tôi xin cảm ơn Tiến sĩ Nguyễn Công Vinh, đồng chủ trì dự án “Hướng
tới giảm thiểu rủi ro về môi trường và sức khỏe cộng đồng do ô nhiễm kim
loại nặng trong hệ canh tác lúa có tưới ở Việt Nam”, Giáo sư Ingrid Oborn
– Giám Đốc dự án, đã cho phép tôi tham gia nghiên cứu và tạo mọi điều kiện
thuận lợi cho tôi thực hiện tốt đề tài.
Tôi xin cảm ơn Viện Thổ nhưỡng Nông hoá, cùng tập thể cán bộ nghiên
cứu của Bộ môn Sử dụng đất đã tạo điều kiện cho tôi làm việc trong thời gian
thực hiện đề tài.
Tôi cũng xin cảm ơn chính quyền địa phương và bà con nông dân xã
Văn Môn, huyện Yên Phong, tỉnh Bắc Ninh và xã Đông Thọ, Cổ Loa – huyện
Đông Anh – Hà Nội đã nhiệt tình cộng tác và giúp đỡ tôi trong quá trình xây
dựng và thực hiện nghiên cứu tại địa phương.
Cuối cùng, tôi xin tỏ lòng biết ơn tới gia đình, bè bạn và đồng nghiệp
đã quan tâm, ủng hộ tôi trong suốt quá trình học và thực hiện đề tài nghiên
cứu này.


Hà Nội, tháng 12 năm 2011.

ĐA
̣
I HO
̣
C QUÔ
́
C GIA HA
̀
NÔ
̣
I
TRƢƠ
̀
NG ĐA
̣
I HO
̣
C KHOA HO
̣
C TƢ
̣
NHIÊN



LÊ AN NGUYÊN


NGHIÊN CỨU NGUY CƠ PHƠI NHIỄM CHÌ (Pb) QUA ĐƢỜNG ĂN,

UỐNG ĐỐI VỚI SỨC KHỎE NGƢỜI DÂN TẠI
VĂN MÔN – YÊN PHONG – BẮC NINH

Chuyên nga
̀
nh: Khoa học Môi trường
M s: 60 85 02

TÓM TẮT LUÂ
̣
N VĂN THA
̣
C SI
̃
KHOA HO
̣
C








Hà Nội - 2011

iii
MỤC LỤC
TT

Trang

MỞ ĐẦU
1

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN
3
1.1
Hiện trạng tích lũy Pb trong thực phẩm qua các nghiên cứu trên
thế giới
3
1.1.1
Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu trên thế giới
3
1.1.2
Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu trên thế giới
7
1.1.3
Hiện trạng tích lũy Pb trong nước trên thế giới
14
1.2
Hiện trạng Pb trong thực phẩm qua nghiên cứu ở Việt Nam
16
1.2.1
Hiện trạng tích Pb trong gạo qua nghiên cứu ở Việt Nam
16

1.2.2
Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu ở Việt Nam
17
1.2.3
Hiện trạng tích lũy Pb trong nước ở Việt Nam
18
1.3
Các nghiên cứu về đánh giá rủi ro của KLN đối với sức khỏe con
ngƣời trên thế giới
20
1.4
Các nghiên cứu về đánh giá rủi ro của KLN đối với sức khỏe con
ngƣời ở Việt Nam
23
1.5
Tính chất độc hại của Pb đối với sinh vật và con ngƣời
26
1.6
Điều kiện kinh tế xã hội vùng nghiên cứu
27
1.6.1
Làng nghề tái chế kim loại xã Văn Môn
27
1.6.2
Vùng đối chứng xã Đông Thọ
29

CHƢƠNG 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
30
2.1

Đối tƣợng và phạm vi nghiên cứu
30
2.1.1
Đối tượng nghiên cứu
30
2.1.2
Phạm vi nghiên cứu
30
2.2
Phƣơng pháp nghiên cứu
31
2.2.1
Phương pháp thu thập thông tin
31



iv
2.2.2
Phương pháp quan trắc, lấy mẫu và phân tích
32
2.2.3
Phương pháp tính toán chỉ số rủi ro
33
2.2.4
Phương pháp tổng hợp và xử lý số liệu
35

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ NGIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN
36

3.1
Hiện trạng Pb trong thực phẩm và nƣớc ăn/uống tại điểm nghiên
cứu.
36
3.1.1
Hàm lượng Pb trong ga
̣
o
36
3.1.2
Hàm lượng Pb trong rau
37
3.1.3
Hàm lượng Pb trong nước dùng cho ăn uống
38
3.2
Đánh giá mức độ phơi nhiễm KLN từ gạo, rau và nƣớc ăn/uống
40
3.2.1
Lượng thực phẩm tiêu thụ trung bình của người
40
3.2.2
Khối lượng cơ thể của người dân
42
3.2.3
Lượng KLN đưa vào cơ thể qua thức ăn/ngày (ADD)
43
3.3
Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ thực phẩm đối với sức khoẻ
50

3.3.1
Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ gạo đối với sức khoẻ
50
3.3.2
Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ rau đối với sức khoẻ
52
3.3.3
Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb từ nước ăn/uống đối với sức khoẻ
54
3.3.4
Đánh giá nguy cơ rủi ro của Pb trong thực phẩm (gạo, rau và nước
ăn/uống) đối với sức khoẻ cộng đồng
55
3.4
Đề xuất biện pháp giảm thiểu
60
3.4.1
Các biện pháp quản lý và chính sách
60
3.4.2
Các biện pháp trong hoạt động sản xuất tái chế
61
3.4.3
Các biện pháp trong hoạt động sản xuất nông nghiệp và đời sống
61

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
65

Kết luận

66

Kiến nghị
71

DANH MỤC CÁC TÀI LIỆU THAM KHẢO


PHỤ LỤC





v
DANH MỤC VIẾT TẮT
ADD
:
Lượng KLN đưa vào cơ thể qua thức ăn/ngày (µg/kgBW.ngày)
AT
:
Thời gian phơi nhiễm trung bình (ngày)
BVMT
:
Bảo vệ môi trường
BW
:
Trọng lượng cơ thể (kg)
C
:

Nồng độ KLN trong thức ăn
ĐC
:
Đối chứng
ĐLC
:
Độ lệch chuẩn
EC
:
Cộng đồng chung Châu Âu
ED
:
Thời gian phơi nhiễm (năm)
EF
:
Tần suất phơi nhiễm KLN (ngày/năm)
FAO
:
Tổ chức Nông-Lương Liên hiệp quốc
HQI
:
Chỉ số liều lượng rủi ro (hằng số)
IARC
:
Cơ quan nghiên cứu ung thư quốc tế
ICP-MS
:
Máy quang phổ hấp phụ cảm ứng kép plasma
IR
:

Lượng thực phẩm trong một ngày (kg/ngày)
JECFA
:
Liên hội đồng thực phẩm của FAO/WHO
KLN
:
Kim loại nặng
LN
:
Làng nghề
Pb
:
Chì
PTDI:
:
Liều lượng tối đa đưa vào cơ thể hàng ngày (µg/kgBW.ngày)
QCVN
:
Quy chuẩn Việt Nam
RfD
:
Liều lượng nền
TB
:
Trung bình
TC
:
Tiêu chuẩn
TLCT
:

Trọng lượng cơ thể (kg)



vi
TLK
:
Trọng lượng khô
TLT
:
Trọng lượng tươi
US-EPA
:
Cục Bảo vệ Môi trường Mỹ
WHO
:
Tổ chức Y tế thế giới




vii

TT
DANH MỤC BẢNG BIỂU
Trang
Bảng 1.1
Hàm lượng Pb trong các cây lương thực ở một số quốc gia
4
Bảng 1.2

Hàm lượng Pb trong gạo ở một số nước Châu Á
5
Bảng 1.3
Hàm lượng Pb trong gạo tẻ, gạo nếp, gạo trắng và gạo lức
6
Bảng 1.4
Hàm lượng Pb trong gạo ở một số quốc gia Châu Á
6
Bảng 1.5
Hàm lượng Pb trong một số loại thực phẩm ở Hàn Quốc
7
Bảng 1.6
Hàm lượng Pb trong cây trồng vùng khai thác mỏ
Songcheon Hàn Quốc
8
Bảng 1.7
Hàm lượng Pb phân bố trong các bộ phận của cây ở
Huludao Trung Quốc
9
Bảng 1.8
Hàm lượng trung bình Pb trong thực phẩm ở Huludao Trung
Quốc
10
Bảng 1.9
Hàm lượng Pb trong thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ
em ở Huludao Trung Quốc
11
Bảng 1.10
Hàm lượng Pb trong rau quả dọc sông Hoàng Hà (Balyin,
Trung Quốc)

12
Bảng 1.11
Hàm lượng Pb trung bình trong rau từ các vùng Shuichuan,
Beiwan, Dongwan và Wufe của Trung Quốc
13
Bảng 1.12
So sánh hàm lượng Pb trong quá trình tiêu thụ thực phẩm ở
các nước khác nhau
14
Bảng 1.13
Hàm lượng Pb trong nước ở vùng khai thác mỏ Songcheon
của Hàn Quốc
15
Bảng 1.14
Hàm lượng Chì trong nước và trong cá nuôi ở một số vùng
Trung Quốc
15
Bảng 1.15
Chỉ số liều lượng rủi ro từ quá trình tiêu thụ thực phẩm của
người lớn và trẻ em ở Huludao Trung Quốc
23



viii
Bảng 3.1
Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong rau tươi
37
Bảng 3.2
Các dạng nước được sử dụng để nấu ăn/uống

38
Bảng 3.3
Hàm lượng Pb trong nước ăn/uống của hai vùng nghiên cứu
39
Bảng 3.4
Lượng thực phẩm tiêu thụ của người dân 2 vùng nghiên cứu
40
Bảng 3.5
Khối lượng cơ thể của người dân hai vùng nghiên cứu
42
Bảng 3.6
Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày từ gạo
(ADDg)
44
Bảng 3.7
Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày từ rau
(ADDr)
46
Bảng 3.8
Giá trị ADD
Pb
(µg/kgTLCT/ngày) của người dân qua rau ăn
ở một số vùng trên thế giới
47
Bảng 3.9
Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày (ADDn) từ
nước ăn/uống
48
Bảng 3.10
Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ gạo (HQIg) phân chia theo

giới và theo nhóm tuổi.
50
Bảng 3.11
Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ rau (HQIr) phân chia theo
giới và theo nhóm tuổi.
52
Bảng 3.12
Chỉ số nguy cơ rủi ro của Pb từ nước ăn/uống (HQIn) phân
chia theo giới và theo nhóm tuổi.
54
Bảng 3.13
HQI của Pb từ thực phẩm và ảnh hưởng đối với sức khỏe
người dân
57
Bảng 3.14
Phân loại HQI từ Pb trong thực phẩm của người dân vùng
nghiên cứu
59
Bảng 3.15
Sự thay đổi ADI
Pb
của người dân làng nghề theo kịch bản
63

DANH MỤC HÌNH VẼ

Hình 1.1
Sơ đồ vị trí khu vực nghiên cứu
29

ix
Hình 3.1

Hàm lượng Pb trong gạo vùng nghiên cứu

36
Hình 3.2
Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể trong một ngày (ADD) từ
thực phẩm
49
Hình 3.3
HQI của Pb từ thực phẩm
55
Hình 3.4
Con đường phơi nhiễm KLN vào cơ thể con người
61


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên

1
MỞ ĐẦU
Những năm qua, nhiều làng nghề truyền thống ở đồng bằng sông Hồng
nói chung và Bắc Ninh nói riêng được khôi phục và phát triển mạnh mẽ, trong
đó có các làng nghề tái chế kim loại. Sự phát triển của các làng nghề này đã
tạo nên những chuyển biến tích cực trong sự phát triển kinh tế - xã hội của địa
phương, giải quyết việc làm cho hàng vạn lao động phổ thông, góp phần nâng
cao thu nhập của cộng đồng. Các sản phẩm từ làng nghề tái chế kim loại

không những đáp ứng nhu cầu đáng kể trên thị trường trong và ngoài nước,
mà còn góp phần quan trọng trong việc tận dụng phế thải kim loại trên phạm
vi toàn quốc [4, 25].
Tuy nhiên, những tác động tiêu cực đến môi trường đất, nông sản và
sức khoẻ cộng đồng do hoạt động của các làng nghề này cũng cần phải được
quan tâm đúng mức. Một số nguyên nhân gây nên tình trạng này là do công
nghệ sản xuất lạc hậu, điều kiện cơ sở hạ tầng thấp kém, trình độ lao động và
dân trí thấp, những hạn chế về khả năng đầu tư làm tăng mức phát thải và
gây ô nhiễm môi trường. Những hạn chế trong tổ chức quản lý, ý thức và
trách nhiệm của doanh nghiệp với môi trường đã cản trở việc thực hiện các
biện pháp quản lý và bảo vệ môi trường ở các làng nghề [4, 25].
Những nghiên cứu về ảnh hưởng từ hoạt động làng nghề đến môi
trường nước, không khí đã được đưa vào chương trình quan trắc môi trường
thường niên của nhiều cơ quan quản lý nhà nước về môi trường trung ương
cũng như địa phương. Sự tích lũy kim loại nặng trong đất, trong nông sản và
những tác động tiêu cực đến sức khỏe người dân vẫn còn là vấn đề đang được
thảo luận [25]. Vấn đề ô nhiễm kim loại nặng (KLN) nói chung và Chì (Pb)
nói riêng ngày càng trở nên cấp thiết và gia tăng theo tốc độ phát triển sản
xuất của các làng nghề tái chế kim loại. Do vậy, cần thiết phải có những đánh
giá khoa học về những ảnh hưởng tiêu cực đến môi trường của các KLN, từ
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




2
đó có cơ sở đề ra những biện pháp kiểm soát, giảm thiểu các chất thải nguy
hại nhằm hạn chế nguy cơ ô nhiễm môi trường đất, nâng cao chất lượng nông
sản và an toàn cộng đồng.
Từ những vấn đề trên, nhằm bước đầu đánh giá sự tích luỹ Pb và

nguy cơ rủi ro đối với sức khoẻ người dân tại làng nghề, chúng tôi tiến hành
thực hiện đề tài: “Nghiên cứu nguy cơ phơi nhiễm chì (Pb) qua đường
ăn, uống đối với sức khoẻ người dân tại Văn Môn – Yên Phong - Bắc
Ninh” với các nội dung chủ yếu dưới đây:
- Xác định mức độ phơi nhiễm Pb trong thực phẩm và nước ăn/uống tại
làng nghề tái chế kim loại trong vùng nghiên cứu.
- Đánh giá nguy cơ phơi nhiễm Pb từ việc tiêu thụ thực phẩm qua
đường ăn/uống của người dân vùng nghiên cứu thông qua chỉ số rủi ro sức
khỏe.
- Đánh giá chỉ số rủi ro của Pb lên sức khoẻ con người qua đường
ăn/uống (HQI) theo nhóm tuổi và theo giới.
- Đề xuất một số biện pháp giảm thiểu rủi ro lên sức khoẻ người dân do
phơi nhiễm Pb qua đường ăn/uống.


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




3
CHƢƠNG 1 - TỔNG QUAN
1.1. HIỆN TRẠNG TÍCH LŨY Pb TRONG THỰC PHẨM QUA CÁC
NGHIÊN CỨU TRÊN THẾ GIỚI
1.1.1. Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu trên thế giới
Chì là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian
bán hủy trong đất từ 800-6000 năm. Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng
PbS và bị chuyển hóa thành PbSO
4
do quá trình oxy hóa. Sau khi được giải

phóng, Pb
2+
trong đất có khả năng thay thế ion K
+
trong các phức hệ hấp phụ
có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. Khả năng hấp thu Pb tăng dần theo thứ
tự sau: montmorillonit < humic < kaolinit < allophan < oxyt sắt và tăng dần
đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)
2
.

Trong đất chì có tính độc cao,
nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng
các phức hữu cơ [6].
Theo kết quả nghiên cứu của Sillanpaa và Jansson (trích dẫn bởi
Pendias, A.K và Pendias, H. (2001) ) [33]) tại 30 quốc gia với 1723 mẫu lúa
mì non, 1892 mẫu các loại ngũ cốc cho thấy hàm lượng Pb ở trong cây tỉ lệ
thuận với hàm lượng Pb trong đất. Trong các nhân tố của đất, pH là thông số
quan trọng quyết định hàm lượng Pb trong cây. Trong một số trường hợp mặc
dù độ pH của đất cao (7,2-7,8) nhưng hàm lượng Pb trong lúa mạch ở cả thân
và hạt trồng tại vùng ô nhiễm Pb đều cao. Điều này có nghĩa là không phải lúc
nào các tính chất của đất cũng ảnh hưởng đến hàm lượng Pb mà cây trồng hút
thu [33].
Theo Pendias, A.K và Pendias, H., (2001) hàm lượng Pb trong các loại ngũ
cốc dao động trong khoảng 0,002-2 ppm (Bảng 1). Trong đó, lúa mạch đen ở
Áo và lúa mì ở Mỹ có hàm lượng Pb cao nhất. Các giá trị về hàm lượng chì
trong gạo ở các quốc gia như Mỹ (trung bình: 0,007 ppm) và gạo lức, Nhật
Bản (trung bình: 0,19 ppm) là tương đối thấp. Và theo như nhận định của
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên

4
nhóm tác giả kể trên thì bên cạnh lượng Pb được cây hút thu từ đất còn có
thêm một lượng Pb đáng kể được cây hấp thụ từ khí quyển nên hàm lượng Pb
tích lũy trong các loại ngũ cốc thường cao hơn so với các loại củ (khoai
tây ).
Bảng 1.1. Hàm lượng Pb trong các cây lương thực ở một số quốc gia
Quốc gia
Cây
Khoảng giá trị
(ppm)
Trung bình
(ppm)
Áo
Lúa mạch đen
-
0,64
Lúa mì
-
0,59
Canada
Lúa mạch
0,1-0,2
-
Ai Cập
Lúa mì
0,1-0,92
0,51

Phần Lan
Lúa mạch
0,29-0,56
0,40
Yến mạch
0,33-1,08
-
Lúa mì
0,13-0,28
0,18
Nhật Bản
Gạo lức
-
0,19
Ba Lan
Lúa mì
0,2-0,8
0,32
Yến mạch
0,05-2
0,34
Lúa mạch đen
0,06-1,3
0,34
Mỹ
Lúa mì
0,42-1
0,64
Gạo
0,002-0,07

0,007
Nga
Yến mạch

0,01
Lúa mì
0,4-0,6
0,5
(Nguồn: [33])
Các nghiên cứu trong khu vực Châu Á cũng đưa ra hàm lượng Pb trong
gạo ở một số quốc gia như sau:
Bảng 1.2. Hàm lượng Pb trong gạo ở một số nước Châu Á
STT
Nƣớc
Số lƣợng mẫu
Giá trị trung bình
(ppm)
1
Úc
8
2,07
2
Trung Quốc
215
22,17
3
Đài Loan
104
10,84
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên

5
4
Indonexia
24
39,07
5
Nhật Bản
788
5,06
6
Hàn Quốc
172
7,95
7
Thái Lan
13
8,75
8
Malayxia
97
9,31
9
Philipin
26
37,60
10

Việt Nam
1
7,25

(Nguồn: [42])
Theo số liệu công bố ở bảng trên, gạo của Trung Quốc, Indonexia và
Philipin với số lượng mẫu phân tích lần lượt là 215, 24 và 26 mẫu có hàm
lượng Pb trung bình cao nhất (> 0,02 ppm). Úc là quốc gia có gạo với hàm
lượng Pb thấp nhất (0,00207 ppm). Theo số liệu trong Bảng 1.2, hàm lượng
Pb trong gạo trong nghiên cứu (trung bình là 0,00725 ppm) là tương đối thấp,
thấp hơn so với khu vực. Tuy nhiên, giá trị trên chưa phản ánh chính xác về
hàm lượng Pb trong gạo của Việt Nam do số lượng mẫu quá ít (1 mẫu).
Bảng 1.3. Hàm lượng Pb trong gạo tẻ, gạo nếp, gạo trắng và gạo lức
Loại gạo
Số mẫu
Hàm lƣợng Pb (ppm)
Gạo tẻ
188
0,0153

Gạo nếp
19
0,0155

Yến mạch
188
0,0099

Gạo lức
19

0,016

(Nguồn:[36])
Số liệu của Zang Z. và cộng sự (1996) cho thấy, hàm lượng Pb trong
các loại gạo (>0,015 ppm) nói chung cao hơn so với các loại ngũ cốc khác
như yến mạch (<0,01 ppm). Hàm lượng Pb trong một số loại gạo được tiêu
thụ phổ biến như gạo lức (TB: 0,016 ppm) và gạo nếp (TB: 0,0155 ppm) cao
nhất.
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




6
Bảng 1.4. Hàm lượng Pb trong gạo ở một số quốc gia Châu Á
Nƣớc
Trung bình
Khoảng giá trị (ppm)
Trung Quốc
0,0119
1-239
Hồng Kông
0,0139
2-52
Nhật Bản
0,0048
KPH-30
Hàn Quốc
0,0121
4-32

Nêpal
0,0445
33-76
Ấn Độ
0,0902
27-218
Pakistan
0,0111
5-31
Srilanka
0,0139
-
Malayxia
0,0283
9-101
Indonexia
0,0152
2-74
Thái Lan
0,0303
13-215
Philipin
0,0197
5-97
Singapore
0,0218
9-101
(Nguồn:[35])
Nhìn chung, gạo trồng tại khu vực Đông Á và Đông Nam Á có hàm
lượng Pb tương đối đồng đều. Trong đó, gạo Nhật Bản có hàm lượng Pb trong

gạo thấp nhất, giá trị trung bình chỉ bằng 1/3 so với mặt bằng chung của khu
vực Đông Á và Châu Á. Gạo trồng tại khu vực Nam Á đặc biệt là tại Ấn Độ
(trung bình: 0,0902 ppm) và Nêpal (trung bình: 0,0445 ppm) có hàm lượng Pb
cao nhất khu vực và cả châu lục.
Theo Kjellstrom và cộng sự (1975), so với các nghiên cứu về sự
chuyển hóa Cd từ đất vào gạo, các nghiên cứu tương tự đối với Pb ít được chú
ý hơn bởi trên thực tế tỉ lệ hàm lượng Pb trong gạo trên hàm lượng Pb trong
đất thấp hơn nhiều so với tỉ lệ này của nguyên tố Cd hay có thể nói hàm lượng
Pb trong gạo không tương quan thuận với hàm lượng Pb trong đất, ngay cả
đối với gạo trắng. Tác giả Miyoshi, (1974) khẳng định thêm: các nghiên cứu ở
đồng ruộng cũng chỉ ra mối tương quan không chặt chẽ giữa hàm lượng Pb
trong đất và hàm lượng Pb trong gạo (trích dẫn bởi Pendias, A.K và Pendias,
H. (2001)) [33].
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




7
1.1.2. Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu trên thế giới
Rau là loại thực phẩm không thể thiếu trong bữa ăn của mỗi gia đình,
đặc biệt là cư dân khu vực Châu Á. Trong đó, những quốc gia có lượng rau
tiêu thụ trong khẩu phần mỗi bữa ăn lớn như Hàn Quốc và Trung Quốc thì
mối quan tâm về chất lượng rau, đặc biệt là hàm lượng kim loại nặng trong
rau khá phổ biến. Do đó, những nghiên cứu về hàm lượng KLN trong rau ở
các quốc gia này được luôn được quan tâm hàng đầu.
Nghiên cứu của C.G. Lee và cộng sự cho thấy hàm lượng Pb trong một
số loại thực phẩm ở Hàn Quốc [16], trình bày trong bảng dưới đây:
Bảng 1.5. Hàm lượng Pb trong một số loại lương thực và rau quả
ở Hàn Quốc

(mg/kg, khối lượng khô)
Loại ngũ cốc
Pb
Vùng bị ô nhiễm
Ớt đỏ
0,3-7,2
Lá đậu nành
4,0-5,8
Thân và lá lúa
1,1-16,6
Ngũ cốc
1,6-4,6
Vùng đối chứng
Ớt đỏ
0,5-2,1
Lá đậu nành
3,8-5,1
Thân và lá lúa
1,7-6,0
Ngũ cốc
1,0-3,0
( Nguồn: [16])
Trong nghiên cứu của C.G. Lee cho thấy, hàm lượng Pb trong lá cây
vượt trội hơn hơn hẳn sao với các phần khác của cây. Kết quả này cũng tương
thích với các nghiên cứu khác trước đó của Alloway, 1995; Jung và Thornton,
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên

8
1996. Theo Alloway, Jung và Thornton thông thường hàm lượng KLN nói
chung trong cây tập trung nhiều hơn ở phần lá cây so với các phần khác của
cây như thân, rễ, quả . Đặc biệt, nghiên cứu của Jung và Thornton cũng đã
cảnh báo rằng: Lá cây đậu nành bị nhiễm Pb cũng có thể trở thành KLN khi
rụng (trích dẫn bởi C.G. Lee và cộng sự (2001) [16]) .
Một nghiên cứu khác của H S. Lim và cộng sự (2008) về hàm lượng
Pb trong cây trồng tại vùng khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc [22].
Bảng 1.6. Hàm lượng Pb trong một số loại rau trồng tại vùng khai thác mỏ
Songcheon - Hàn Quốc
(mg/kg khối lượng khô)
Loại cây
Pb (khoảng giá trị/giá trị trung bình)
Lá vừng
1,2-2,0 (1,6)
Ớt đỏ
0,12-0,14 (0,13)
Lá ớt đỏ
(1,8)
Hạt đậu nành
(0,08)
Vỏ đậu nành
(0,19)
Củ cải
0,82-1,5 (1,2)
Cải Thảo
0,89-1,7 (1,3)
Lá Hành
(0,8)
Rễ hành

(3,8)
Xà lách
(1,3)
Lá Khoai tây
0,6-0,9 (0,7)
Củ khoai tây
0,8-1,7 (1,3)
(Nguồn: [22])
Nghiên cứu cho thấy, trong một số loại rau ăn phổ biến được trồng ở
vùng đất khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc thì hàm lượng chì tập trung
nhiều nhất trong rễ hành (3,8 mg/kg), thấp nhất là trong hạt đậu nành. Kết quả
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




9
cũng cho thấy hàm lượng chì trong lá của các loại cây cao hơn so với các bộ
phận khác của cây. Trong khi đó, phần được dùng làm thực phẩm chủ yếu của
cây lại là bộ phận lá. Do đó, khuyến cáo nguy cơ tích luỹ kim loại nặng từ rau
thực phẩm tới con người.
Bảng 1.7. Hàm lượng Pb phân bố trong các bộ phận của cây ở
Huludao - Trung Quốc
(mg/kg khối lượng khô)
Loại cây
Bộ phận
Pb
Đậu Kidney
lá
0,265

quả
0,032
Củ cải
lá
0,256
rễ
0,027
Cà dốt
lá
0,375
rễ
0,032
Tỏi tây
lá
0,276
rễ
0,042
Cà
lá
0,524
thân
0,157
rễ
0,026
quả
0,024
Ớt
lá
0,440
thân

0,137
rễ
0,073
quả
0,024
(Nguồn: [39])
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




10
Na Zeng và cộng sự khi phân tích hàm lượng Pb trong các bộ phận của
cây của một số cây trồng tại tại Huludao, Trung Quốc (bảng 1.7) cũng cho
thấy, hàm lượng Pb trong lá cây cao hơn so với hàm lượng Pb trong các bộ
phận khác của cây như thân, rễ, quả. Như vậy, qua các nghiên cứu có thể
khẳng định hàm lượng Pb chuyển hoá từ đất vào trong cây là tương đối thấp.
Hàm lượng Pb trong lá cây cao vượt trội hơn hẳn so với các bộ phận khác của
cây là do, ngoài lượng Pb nhận được từ quá trình chuyển hoá từ đất vào trong
cây mà phần lá của cây còn có thể hấp thu trực tiếp lượng Pb từ khí quyển qua
quá trình hô hấp trên bề mặt của lá.
Trong một nghiên cứu khác, Na Zeng và cộng sự đã xác định được hàm
lượng Pb trong thực phẩm ở Huludao (Trung Quốc). Kết quả phân tích cho
thấy, hàm lượng Pb trong thực phẩm gia tăng theo chuỗi sau: Đậu = ngũ cốc >
rau > thịt > trứng > hải sản > hoa quả > sữa.
Bảng 1.8. Hàm lượng trung bình Pb trong thực phẩm ở
Huludao Trung Quốc
(µg/kg khối lượng khô)

Đậu

Ngũ cốc
Hải sản
Thịt
Trứng
Sữa
Hoa
quả
Rau
Pb
125,7
112,1
46,36
60,68
51,91
11,75
27,34
99,10
(Nguồn: [38])
Từ kết quả trên, Na Zeng và cộng sự đã tính toán hàm lượng Pb trong
thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ em.




Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




11

Bảng 1.9. Hàm lượng Pb trong thực phẩm tiêu thụ bởi người lớn và trẻ em
ở Huludao - Trung Quốc
(µg/ngày)

Ngô
Đậu
Rau
Thịt
Hải
sản
Trứng
Hoa
quả
Sữa
Tổng
Người lớn
Lượng
ăn vào
389,2
14
242
81,3
55
39,7
64
70,8

Pb
43,65
1,760

23,98
4,934
2,550
2,061
1,728
0,832
81,50
Trẻ em
Lượng
ăn vào
198,4
15,8
108,5
62,9
17,4
19,1
80,4
43,5

Pb
22,25
1,986
10,75
3,817
0,807
0,992
2,171
0,511
43,28
(Nguồn: [38])

Như vậy, với lượng thực phẩm tiêu thụ lớn hơn thì đương nhiên hàm
lượng Pb được đưa vào cơ thể của người lớn qua ăn/uống cũng lớn hơn so với
trẻ em. Đáng chú ý là hàm lượng Pb được đưa vào cơ thể chủ yếu từ ngũ cốc
và rau quả (đối với cả người lớn và trẻ em), Trong đó hàm lượng Pb đưa vào
cơ thể từ rau ở cả người lớn và trẻ em chiếm tới khoảng 25% tổng lượng Pb
đưa vào cơ thể qua thực phẩm.
Li Yu và cộng sự (2006) đã tiến hành phân tích hàm lượng Pb trong rau
quả trồng dọc sông Hoàng Hà (Balyin, Trung Quốc).




Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




12
Bảng 1.10. Hàm lượng Pb trong rau quả trồng dọc sông Hoàng Hà
(Balyin, Trung Quốc)
(mg/kg khối lượng khô)
Vùng
Dƣa
chuột
Bí ngô
Cà
tím
Cải bắp
Rau

Cải thảo
Shuichuan
10,30±
2,01
10,56±
1,96
4,96±
3,28
10,97±
3,99
15,64±
3,41
17,36±
4,54
Beiwan
9,31±1,
94
9,21±
1,49
4,28±
2,70
9,64±3,39
13,84±
2,90
15,15±
4,93
Dongwan
7,35±
1,01
8,20±

1,19
5,54±
0,82
4,87±2,40
12,11±
0,20
10,27±
3,27
Wufe
5,27±
0,54
4,49±
0,44
-
4,86±1,44
-
-
(Nguồn : [25])
Kết quả nghiên cứu trình bày trong bảng 1.10 cho thấy: hàm lượng Pb
trong cải thảo cao nhất (17,36± 4,54 mg/kg) và thấp nhất là trong cà tím
(4,96± 3,28 mg/kg). Nhìn chung, hàm lượng Pb trong rau ở hai khu vực
Shuichuan, Beiwan cao hơn so với lượng Pb trong rau của khu vực Dongwan
và Wufe.
Nhóm tác giả cũng đã tính toán hàm lượng Pb trung bình trong rau ở
mỗi vùng để thấy được sự khác biệt về hàm lượng Pb tích lũy rau và hàm
lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn giữa các vùng Shuichuan, Beiwan,
Dongwan và Wufe.

Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




13
Bảng 1.11. Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn ở Shuichuan, Beiwan,
Dongwan và Wufe - Trung Quốc
(mg/kg khối lượng khô)
Khu vực
Số mẫu
Lƣợng rau
tiêu thụ
Hàm lƣợng Pb
trung bình trong
các loại rau
Hàm lƣợng Pb
thông qua tiêu
thụ rau
Shuichuan
8
200
11,14
2,23
Beiwan
8
200
9,91
1,98
Dongwan

8
200
8,94
1,79
Wufe
4
200
4,97
0,99
(Nguồn: [25])
Kết quả tính toán cho thấy, rau ở vùng Shuichuan có hàm lượng Pb
cao nhất (11,14 mg/kg), rau trồng tại vùng Wufe có hàm lượng Pb thấp nhất
(4,97 mg/kg). Hàm lượng Pb trong rau ở các vùng phân bố như sau:
Shuichuan < Beiwan < Dongwan < Wufe. Từ kết quả hàm lượng Pb tích luỹ
trong các loại rau nhóm tác giả tiến hành tính toán lượng Pb đưa vào cơ thể từ
rau ăn của từng vùng và cho thấy: lượng Pb đưa vào cơ thể từ rau ăn cao nhất
cũng thuộc vùng Shuichuan (2,23 mg/kg) và thấp nhất là vùng Wufe (0,99
mg/kg). Như vậy, lượng Pb đưa vào cơ thể tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb
trong thực phẩm.
Trong khi Zn và Cu là nguyên tố vi lượng thiết yếu cho cây trồng và
con người thì Pb được đặc biệt lưu ý vì độc tính của chúng tới sức khỏe con
người và hệ sinh thái. Hàm lượng Pb được đưa vào cơ thể người dân được Na
Zeng và các cộng sự (2007) tổng hợp trong bảng sau:


Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên

14
Bảng 1.12. Hàm lượng Pb đưa vào cơ thể thông qua chế độ ăn uống ở một
số vùng trên thế giới
(µg/ngày)
Địa điểm
Pb
(µg/ngày)
Nguồn
Huludao, Trung Quốc
81,50
Na Zeng và cộng sự, 2007
Canary, Tây Ban Nha
72,8
Rubio và cộng sự, 2005-2006
Catalônia, Tây Ban Nha
28,37
LLobet và cộng sự, 2003
Riô Đơ Janêirô, Brazin
28
Santos và cộng sự, 2004
Hàn Quốc
24,4
Lee và cộng sự, 2007
Bombay, Ấn Độ
25,1
Tripathi và cộng sự, 1997
TDILs
200
Ostapczuk và cộng sự, 1987
TDILs (Tolerable Daily Intake Limits) là giới hạn cho phép của lượng kim

loại nặng đưa vào cơ thể.
(Nguồn: [38])
Lượng Pb đưa vào cơ thể mỗi ngày thông qua thực phẩm của người dân
ở Huludao (Trung Quốc) tuy thấp hơn giá trị giới hạn chịu đựng của cơ thể
con người nhưng khi so sánh với các vùng khác ở một số quốc gia trên thế
giới thì cao hơn đáng kể. Như vậy chứng tỏ nguy cơ phơi nhiễm đối với Pb
của dân cư ở đây qua thực phẩm cao hơn ở các vùng khác.
1.1.3. Hiện trạng Pb trong một số loại nƣớc trên thế giới
Những đánh giá về sự tích lũy Pb trong nước cũng như những đánh giá
rủi ro do sự tích lũy Pb từ thực phẩm tới sức khỏe con người trên thế giới và
Việt Nam còn rất hạn chế. Trong khi những nghiên cứu về các kim loại nặng
khác, với độc tính tương tự như Pb như As, Cd, Hg…. khá nhiều.
Dưới đây là một vài kết quả nghiên cứu về phơi nhiễm Pb từ nước uống
và tiếp xúc với môi trường ô nhiễm điển hình ở Hàn Quốc và Trung Quốc.
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




15
Bảng 1.13. Hàm lượng Pb trong nước ở vùng khai thác mỏ
Songcheon của Hàn Quốc
(µg/l)
Nƣớc uống
Nƣớc suối
Nƣớc trong
vùng
Mức độ cho
phép
0,14-5,41

(1,07)
0,16-0,64
(0,41)
0,2-0,5 (0,3)
50
(Nguồn: [22])
Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong các nguồn nước dùng cho sinh
hoạt trong vùng khai thác mỏ Songcheon của Hàn Quốc khi so sánh với tiêu
chuẩn của Cục quản lý môi trường Hàn Quốc cho thấy hàm lượng Pb ở tất cả
các nguồn nước đều nằm trong giới hạn cho phép.
Bảng 1.14. Hàm lượng Chì trong nước và trong cá nuôi ở một số vùng
Trung Quốc
Khu vực/đối
tƣợng
Huyện
Dong Li
Huyện Xi
Qing
Huyện Nin
Nan
Huyện
Bei Chen
Nƣớc (µg/ml)
0,04
0,02
0,02
0,004
Cá (µg/g)
0,01
0,06

0,07
0,005
(Nguồn: [43])
Một nghiên cứu khác của Xilong Wang (2005) về hàm lượng Pb trong
nước và trong cá nuôi ở một số vùng của Trung Quốc cho thấy: Hàm lượng
Pb trong cá cao hơn so với trong nước (ao) là do ngoài lượng Pb được tích luỹ
vào cá từ nuớc (qua quá trình hô hấp, môi trường sống) thì phần lớn sự tích
luỹ Pb trong cơ thể cá được đưa vào từ nguồn thức ăn. Như vậy, có thể thấy
chế độ ăn uống cũng như thực phẩm tiêu thụ mới là nguồn quan trọng đưa
kim loại nặng tích luỹ vào cơ thể.
Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




16
1.2. HIỆN TRẠNG TÍCH LŨY Pb TRONG THỰC PHẨM QUA
NGHIÊN CỨU Ở VIỆT NAM
1.2.1. Hiện trạng tích lũy Pb trong gạo qua nghiên cứu ở Việt Nam
Việt Nam là một trong những nước xuất khẩu gạo hàng đầu thế giới.
Và gạo cũng chính là lương thực chính trong mỗi bữa ăn của người dân Việt
Nam. Tuy nhiên, những nghiên cứu đánh giá về chất lượng của gạo, đặc biệt
là đánh giá về hàm lượng kim loại nặng trong gạo còn nhiều hạn chế.
Nghiên cứu của Đặng Thị An và cộng sự (2005) tại làng nghề tái chế
chì ở xã Chỉ Đạo – Văn Lâm – Hưng Yên cho thấy: Lượng Pb dễ tiêu trong
đất lúa dao động từ 103 đến 757 ppm, vượt TCVN 7209: 2002 (70 ppm) từ
1,5-10 lần; Pb tổng số dao động từ 964 ppm đến 7070 ppm, cao hơn 100 lần
so với TCVN 7209: 2002 [1]. Do đất bị ô nhiễm Pb quá nặng nên lượng Pb
được cây hấp thu cũng rất cao: gạo trồng tại làng nghề có hàm lượng Pb từ
1,9 đến 4,2 ppm, vượt xa ngưỡng an toàn theo tiêu chuẩn Hội đồng Châu Âu

(EC, 2001) đối với Pb trong ngũ cốc (0,2 ppm) [18]. Còn hàm lượng Pb trong
rau muống thì cao hơn nhiều lần trong gạo, đạt từ 3,25 đến 31,5 ppm (khối
lượng tươi). Theo tính toán, nếu ăn gạo trồng tại làng nghề thì lượng Pb đưa
vào cơ thể ngày/người sẽ cao hơn mức an toàn 7 lần. Và nếu ăn rau muống
hay dùng rau muống để nuôi lợn thì nguy cơ ngộ độc Pb hay mắc các bệnh do
Pb gây ra rất lớn [1].
Theo kết quả nghiên cứu của Nadal, M., Schuhmacher, M., Domingoa,
JL., (2004) tổng hợp hàm lượng Pb trong gạo ở một số khu vực của Trung
Quốc [31] và so sánh so sánh với nghiên cứu của Đặng Thị An và cộng sự
(2008) [1] như đã trình bày ở trên thì có thể thấy: hàm lượng Pb trong gạo
làng nghề Chỉ Đạo, Hưng Yên, Việt Nam dao động trong khoảng 1,9-4,2 ppm
cao hơn từ 6-10 lần so với gạo ở một số vùng Trung Quốc.

Luận văn Thạc sĩ – Chuyên ngành Khoa học môi trường Lê An Nguyên




17
1.2.2. Hiện trạng tích lũy Pb trong rau qua nghiên cứu ở Việt Nam
Rau muống – một loại rau chủ yếu trồng thuỷ sinh – mà người dân Việt
Nam nói chung cũng như người dân Thành phố Hồ Chí Minh nói riêng có
thói quen tiêu dùng khá lớn. Khảo sát mới đây nhất của nhóm cán bộ Phân
viện Bảo hộ lao động Thành phố Hồ Chí Minh thực hiện trên 25 mẫu rau
ngẫu nhiên lấy trên thị trường và điểm trồng rau trên địa bàn Thành phố Hồ
Chí Minh. Kết quả cho thấy, hàm lượng chì trong rau thuỷ sinh vẫn là vấn đề
đáng báo động. Khảo sát cho thấy, 16/25 mẫu rau, chủ yếu là rau thuỷ sinh
như rau muống, được kiểm nghiệm có hàm lượng chì vượt quá mức cho phép
từ 0,17 đến 1,32 mg/kg (khảo sát cũng nói đến rau nhút và rau om, nhưng các
loại rau này đặc tính thuỷ sinh rất thấp, và tỷ lệ tiêu dùng càng thấp hơn) [47].

Theo nghiên cứu của tác giả Nguyễn Thị An Hằng (1998), hàm lượng
Pb trong các loại rau ở 2 khu vực Văn Điển và Hanel dao động từ 0,026 -
3,49ppm. So sánh với ngưỡng cho phép các kim loại nặng trong rau quả tươi
theo WHO cho thấy hàm lượng Pb đã vượt quá tiêu chuẩn cho phép. Các mẫu
rau có hàm lượng Pb vượt quá Tiêu chuẩn WHO đều là mẫu có chịu tác động
của nước thải (nước sông Tô Lịch hoặc mương Hanel): rau muống khu vực
Văn Điển vượt TC 6,5 lần và rau muống của khu vực Hanel vượt 5,8 lần [3].
Cũng trong một nghiên cứu điều tra gần đây của Viện Dinh dưỡng
Quốc Gia trên khẩu phần ăn của trẻ 24-36 tháng tuổi tại quận nội thành Hà
Nội (Ba Đình, Hoàn Kiếm, Đống Đa và Hai Bà Trưng). Trong nhóm tuổi này,
có 12 loại thực phẩm được sử dụng thường xuyên là gạo, sữa, cam, thịt lợn
nạc, trứng gà, thịt gà, thịt bò, tôm rảo và rau muống… Kết quả phân tích cho
thấy, tình trạng ô nhiễm Pb cao nhất ở rau muống và thịt lợn (5/8 mẫu nhiễm
chì), sau đó đến gạo (5/12 mẫu). [47].
Bùi Cách Tuyến (2007), trong một nghiên cứu của mình cũng đã từng
đánh giá về hàm lượng kim loại nặng trong các loại rau sống dưới nước. Theo