Nghiên cứu sử dụng thực vật ( dương xỉ) để xử lý ô nhiễm ASEN trong đất vùng khai thác khoáng sản

I HC QUC GIA H NI
TRNG I HC KHOA HC T NHIấN


BI TH KIM ANH




Nghiên cứu Sử dụng thực vật (d-ơng
xỉ) Để xử lý ô nhiễm Asen trong đất
vùng khai thác khoáng sản



Chuyờn ngnh: Mụi trng t v nc
Mó s: 62.85.02.05




TểM TT LUN N
TIN S KHOA HC MễI TRNG



H Ni - 2012

1

Công trình được hoàn thành tại
Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà nội

Người hướng dẫn khoa học:
1. GS.TS. Đặng Đình Kim
2. PGS.TS. Lê Đức


Phản biện 1: GS.TS. Lê Văn Khoa
Phản biện 2: GS.TS. Đặng Thị Thu
Phản biện 3: PGS.TS. Lương Văn Hinh

Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng cấp nhà nước chấm luận án
tiến sĩ họp tại . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
vào hồi giờ ngày tháng năm 2012








Có thể tìm hiểu luận án tại:
- Thư viện Quốc gia Việt Nam
- Trung tâm Thông tin - Thư viện, Đại học Quốc gia Hà Nội
2.4.2.
Thời gian và phương pháp lấy mẫu
46
MỤC LỤC

Trang
Lời cam đoan
I
Lời cảm ơn
II
Mục lục
III
Danh mục các chữ viết tắt
VI
Danh mục các bảng
VII
Danh mục các hình vẽ, đồ thị
VIII
MỞ ĐẦU
1
Chƣơng 1.
TỔNG QUAN TÀI LIỆU
4
1.1.
Nghiên cứu tổng quan về Asen (As)
4
1.1.1.
Giới thiệu chung về As
4
1.1.2.
Hàm lượng As trong một số hợp phần của tự nhiên
5
1.1.2.1.

Hàm lượng As trong các khoáng vật
5
1.1.2.2.
Hàm lượng As trong đất và vỏ phong hóa
5
1.1.2.3.
Hàm lượng As trong thực vật
6
1.1.3.
Các nguồn gây ô nhiễm As trong môi trường
6
1.1.4.
Các dạng tồn tại của As trong đất
8
1.1.5.
Ảnh hưởng của As đối với cơ thể sống
9
1.2.
Tình hình ô nhiễm As trong đất trên thế giới và ở Việt Nam
11
1.2.1
Ô nhiễm trên thế giới
11
1.2.2
Ô nhiễm ở Việt Nam
14
1.3.

Các phƣơng pháp xử lý As trong đất

16
1.3.1.
Các phương pháp hóa lý cơ học
17
1.3.2.
Công nghệ xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng bằng các phương pháp
sinh học
18
1.3.2.1.
Sử dụng vi sinh vật để xử lý ô nhiễm
19
1.3.2.2.
Sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong đất
19
1.4.
Công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong đất
20
1.4.1.
Các phương pháp xử lý ô nhiễm KLN bằng thực vật
20
1.4.2.
Các loài thực vật có khả năng xử lý ô nhiễm
22
1.4.3.
Công nghệ xử lý KLN bằng thực vật trên thế giới và ở Việt Nam
24
1.4.4
Xử lý sinh khối thực vật tích luỹ As sau thu hoạch
27
1.4.5

Cơ hội và thách thức trong việc sử dụng thực vật cho xử lý ô nhiễm
KLN trong đất
28
1.5.
Một số biện pháp nâng cao khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực
vật
29
1.5. 1.
Kĩ thuật nông học
29
1.5.2.
Vai trò của các vi sinh vật hữu hiệu
31
1.5.3.
Kỹ thuật sinh học phân tử cải tạo giống
32
Chƣơng 2.
ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
34
2.1.
Địa điểm nghiên cứu
34
2.2.
Đối tƣợng nghiên cứu
34
2.2.1
Đặc điểm của dương xỉ Pteris vittata
35
2.2.2
Đặc điểm của dương xỉ Pityrogramma calomelanos

36
2.3
Nội dung nghiên cứu
37
2.4.
Phƣơng pháp nghiên cứu
38
2.4.1.
Phương pháp bố trí thí nghiệm
38

ii
2.4.3.
Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm
47
2.4.4.
Phương pháp đánh giá thông qua hệ số BF
49
2.4.5.
Phương pháp phân tích và xử lí số liệu
49
Chƣơng 3
KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN
51
3.1.
Điều tra, khảo sát hiện trạng ô nhiễm As trong môi trƣờng đất và
đánh giá khả năng tích luỹ As của thực vật ở bốn vùng khai thác
mỏ của Thái Nguyên
51
3.1.1.

Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở bốn vùng mỏ nghiên cứu
51
3.1.2.
Hàm lượng kim loại nặng trong thực vật ở các vùng mỏ nghiên cứu
54
3.1.3.
Xác định hệ số tích luỹ sinh học của As
59
3.2.
Nghiên cứu tách dòng gene liên quan đến khả năng phân giải As
của dƣơng xỉ
60
3.2.1.
Kết quả tách chiết ADN genome
61
3.2.2.
Nhân gen arsC bằng kỹ thuật PCR
61
3.3.
Nghiên cứu khả năng tích lũy và chống chịu As trong đất của 02
loài dƣơng xỉ chọn lọc thu từ thực địa
62
3.3.1.
Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích luỹ As của hai loài dương
xỉ chọn lọc
62
3.3.1.1.
Khả năng chống chịu và tăng trưởng của dương xỉ với những nồng độ
As khác nhau
62

3.3.1.2.
Khả năng hấp thu As của dương xỉ ở đất bổ sung As
67
3.3.2.
Nghiên cứu khả năng tích luỹ As theo thời gian của hai loài dương
xỉ chọn lọc
71
3.3.2.1.
Khả năng tích lũy As của hai loài dương xỉ
71
3.3.2.2.
Khả năng sinh trưởng của hai loài dương xỉ
72
3.3.2.3.
Khả năng loại bỏ As ra khỏi đất nhờ dương xỉ
73
3.4.
Nghiên cứu ảnh hƣởng của các yếu tố dinh dƣỡng N, P đến hiệu
quả hấp thu và sinh trƣởng của dƣơng xỉ.
74
3.4.1.
Nghiên cứu ảnh hưởng P đến sinh trưởng và tích lũy As của hai
loài dương xỉ chọn lọc
74
3.4.1.1.
Ảnh hưởng của P đến sự tích lũy As của hai loài dương xỉ.
74
3.4.1.2.
Ảnh hưởng của P đến khả năng tăng sinh khối ở phần trên mặt đất của
hai loài dương xỉ

77
3.4.2.
Nghiên cứu ảnh hưởng của N lên sự sinh trưởng và tích lũy As của
hai loài dương xỉ chọn lọc
79
3.4.2.1.
Ảnh hưởng của N lên sự tích lũy As
79
3.4.2.2.
Ảnh hưởng của N lên sự tăng sinh khối phần trên mặt đất của hai loài
dương xỉ
81
3.5.
Nghiên cứu nhằm nâng cao khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất
của hai loài dƣơng xỉ chọn lọc
83
3.5.1.
Ảnh hưởng của các dạng phân bón vô cơ và hữu cơ lên sinh trưởng
và tích lũy As của hai loài dương xỉ chọn lọc
83
3.5.1.1.
Ảnh hưởng của các dạng phân bón đến khả năng tích lũy As
83
3.5.1.2.
Ảnh hưởng của các dạng phân bón đến sinh khối ở phần trên mặt đất
của cây nghiên cứu
84
3.5.1.3.
Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng loại bỏ As ra khỏi đất nhờ
dương xỉ

85

iii

3.5.2.
Nghiên cứu ảnh hưởng của pH lên sinh trưởng và tích lũy As của
hai loài dương xỉ chọn lọc
86
3.5.2.1.
Ảnh hưởng của pH đến sự tích lũy As
86
3.5.2.2.
Ảnh hưởng của pH lên khả năng loại bỏ As ra khỏi đất của hai loài
dương xỉ nghiên cứu
87
3.5.3.
Nghiên cứu ảnh hưởng của EDTA lên sinh trưởng và tích luỹ As
của hai loài dương xỉ chọn lọc
90
3.5.3.1.
Ảnh hưởng của EDTA lên khả năng tích lũy KLN
90
3.5.3.2.
Ảnh hưởng của EDTA lên sự tăng sinh khối ở phần trên mặt đất của
cây

92
3.5.4.
Nghiên cứu ứng dụng một số chủng nấm cộng sinh mycorrhiza để
làm tăng hiệu quả xử lý ô nhiễm As trong đất của hai loài dương xỉ

chọn lọc
94
3.5.4.1.
Ảnh hưởng nấm cộng sinh đến sự sinh trưởng và phát triển của dương
xỉ.
95
3.5.4.2.
Khả năng hấp thu As của dương xỉ nghiên cứu trên đất ô nhiễm As.
96
3.6.
Nghiên cứu ứng dụng hai loài dƣơng xỉ chọn lọc ra thực tế xử lý ô
nhiễm As trong đất tại vùng khai thác mỏ Ti-Sn Núi Pháo, Hà
Thƣợng
97
3.6.1.
Thí nghiệm quy mô pilốt để xử lý ô nhiễm As trong đất ở Hà
Thượng.
97
3.6.1.1.
Khả năng tích lũy As trong cây ở các công thức thí nghiệm khác nhau
97
3.6.1.2.
Khả năng sinh trưởng của hai loài dương xỉ ở các công thức thí
nghiệm khác nhau
98
3.6.1.3.
Hàm lượng As còn lại trong đất thí nghiệm
99
3.6.2.
Mô hình xử lý đất ô nhiễm As ở mỏ thiếc Núi Pháo, Hà Thượng

100
3.6.2.1.
Hiện trạng địa điểm xây dựng mô hình trình diễn tại Hà Thượng
100
3.6.2.2.
Khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất của dương xỉ ngoài thực tế
102
3.6.2.3.
Sinh khối cây theo thời gian thu hoạch
104
3.6.2.4.
Xây dựng tiêu chí cho một mô hình điểm và khả năng chuyển giao
công nghệ
106
3.7.
Đề xuất quy trình công nghệ xử lý đất ô nhiễm As bằng công nghệ
trồng cây dƣơng xỉ
107
3.7.1
Nhận biết môi trường đất nhiễm As
107
3.7.2
Xác định các thông số chính của môi trường
108
3.7.3
Cải tạo đất để có thể trồng cây
108
3.7.4.
Biện pháp làm tăng hấp thu kim loại
108

3.7.5.
Cây giống sử dụng cho quy trình
109
3.7.6.
Nhân giống
109
3.7.7.
Trồng và chăm sóc
109
3.7.8.
Thu hoạch
110
3.7.9.
Xử lý sinh khối sau thu hoạch
110
3.7.10.
Tính toán giá thành và thời gian cần thiết để làm sạch
110
3.7.11.
Phạm vi áp dụng và những hạn chế
111
3.7.12.
Những nghiên cứu cần thiết bổ sung
111
3.7.13.
Đề xuất quy trình
112
Chương 4
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
113

iv

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ
LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN
115

TÀI LIỆU THAM KHẢO
116

PHỤ LỤC
127


DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT


AMF
Nấm rễ cộng sinh Arbuscular Mycorrhizal Fungi
BF
Hệ số tích lũy sinh học (Bioaccumulation Factor)
CEC
Dung tích trao đổi Cation (Cation Exchange Capacity)
CHC
Chất hữu cơ
CT
Công thức
ĐON:
Đất ô nhiễm
Đ/C

Đối chứng
ĐV
Đất vườn
EDTA
Ethylene diamine tetra acetic acid
Eh
Thế oxy hóa khử
KLN
Kim loại nặng
KL
Kim loại
P.vittata
Pteris vittata
P.calomelanos
Pityrogramma calomelanos
QCVN
Quy chuẩn Việt Nam
SKK
Sinh khối khô
TN
Thí nghiệm
VSV
Vi sinh vật





2

DANH MỤC BẢNG

STT
Tên bảng
Trang
Bảng 1.1
Hàm lượng As trung bình trong một số mẫu quặng của các mỏ chì, kẽm
5
Bảng 1.2.
Hàm lượng As (mg/kg) trong một số loại đất ở khu mỏ hoang
Songcheon
12
Bảng 1.3.
Hàm lượng As (mg/kg) trong đất của một số mỏ tại Anh
13
Bảng 1.4.
Tỷ lệ mẫu có hàm lượng As vượt QCVN 03:2008 ở một số mỏ nghiên
cứu
15
Bảng 1.5.
Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng của As trong đất (mg/kg)
16
Bảng 1.6.
Một số loài thực vật có khả năng siêu tích luỹ As
26
Bảng 1.7.
Những điểm thuận lợi và hạn chế của công nghệ thực vật
28
Bảng 2.1.
Một số tính chất đất ban đầu trước khi sử dụng trong nghiên cứu

35
Bảng 3.1.
Hàm lượng As trong đất ở bốn vùng nghiên cứu
53
Bảng 3.2.
Hàm lượng kim loại nặng trong thân và rễ của 33 loài thực vật nghiên
cứu ở Thái Nguyên
58
Bảng 3.3
Hàm lượng As trong 12 mẫu đất và mẫu thực vật mọc trên đất đó ở xã
Tân Long (Đồng Hỷ) và xã Hà Thượng (Đại Từ).
59
Bảng 3.4.
Ảnh hưởng của lượng As đến số lượng lá của P.vittata
63
Bảng 3.5.
Ảnh hưởng của lượng As đến chiều cao trung bình của P.vittata
63
Bảng 3.6.
Ảnh hưởng của lượng As đến số lượng lá của P. calomelanos
65
Bảng 3.7.
Ảnh hưởng của lượng As đến chiều cao trung bình của P. calomelanos
65
Bảng 3.8.
Lượng As được dương xỉ tách ra khỏi đất
73
Bảng 3.9.
Lượng As được tách ra khỏi đất nhờ dương xỉ
77

Bảng 3.10.
Lượng As được tách ra khỏi đất nhờ dương xỉ trong thí nghiệm ảnh
hưởng của N
82
Bảng 3.11.
Lượng As được tách ra khỏi đất qua thí nghiệm ảnh hưởng của phân
bón
85
Bảng 3.12.
Hiệu quả loại bỏ As ra khỏi đất nhờ dương xỉ trong thí nghiệm ảnh
hưởng của pH
88
Bảng 3.13.
Khả năng sinh trưởng của 2 loài dương xỉ nghiên cứu
95
Bảng 3.14.
Khả năng tích lũy As của 2 loài dương xỉ Pteris vittata và
Pityrogramma calomelanos trong thí nghiệm
96
Bảng 3.15.
Hàm lượng đạm và lân trong hai cây phân xanh sử dụng (mg/kg)
102
Bảng 3.16.
Một số tính chất đất trước và sau khi cải tạo để trồng dương xỉ
103
Bảng 3.17.
Số liệu phân tích hàm lượng As ở mô hình xử lý Hà Thượng
104
Bảng 3.18.
Sinh khối khô của dương xỉ tại mô hình sau các lần thu hoạch

105
Bảng 3.19.
Hàm lượng As tích lũy ở phần thân lá của dương xỉ sau các lần thu
105

3
hoạch

4


DANH MỤC HÌNH

STT
Tên hình
Trang
Hình 1.1.
Các dạng tồn tại của As trong nước phụ thuộc vào Eh/pH
9
Hình 1.2.
Hình ảnh một số bệnh nhân bị nhiễm độc As
11
Hình 1.3.
Quá trình hút thu kim loại nặng của thực vật
20
Hình 2.1.
Pteris vittata
36
Hình 2.2.
Pityrogramma calomelanos

37
Hình 3.1.
Vị trí các điểm khảo sát, lấy mẫu
51
Hình 3.2.
Ảnh chụp tại bốn vùng khảo sát
52
Hình 3.3.
ADN genome của 7 mẫu dương xỉ
61
Hình 3.4.
Điện đi đồ sản phẩm PCR mồi KL7 với ADN hệ gen của các mẫu dương
xỉ ở 56
0
C
62
Hình 3.5.
Sự sinh trưởng của P. vittata sau 4 tháng thí nghiệm
64
Hình 3.6.
Mối quan hệ giữa nồng độ As với thời gian sống của P. vittata
64
Hình 3.7.
Sự sinh trưởng của Pityrogramma calomelanos sau 4 tháng thí nghiệm
66
Hình 3.8.
Mối quan hệ giữa nồng độ As và thời gian sống của
Pityrogramma calomelanos
66
Hình 3.9.

Hàm lượng As hấp thu trong rễ và thân của Pteris vittata L.
68
Hình 3.10.
Hàm lượng As hấp thu trong rễ và thân của Pityrogramma calomelanos
69
Hình 3.11.
Khả năng tích luỹ As theo thời gian của hai loài dương xỉ
71
Hình 3.12.
Sinh khối khô của cây sau thu hoạch
72
Hình 3.13.
Nghiên cứu ảnh hưởng của P lên sinh trưởng và tích luỹ As của P.vittata
sau 1 tháng thí nghiệm
74
Hình 3.14.
Nghiên cứu ảnh hưởng của P lên sinh trưởng và tích luỹ As của P.vittata
sau 3 tháng thí nghiệm.
74
Hình 3.15.
Hàm lượng As tích luỹ trong rễ và thân của dương xỉ sau thí nghiệm
75
Hình 3.16.
Ảnh hưởng của hàm lượng P bổ sung lên hệ số BF
77
Hình 3.17.
Lượng As tích lũy trong cây ở các công thức bổ sung N khác nhau
79
Hình 3.18.
Ảnh hưởng của lượng N bổ sung lên chỉ số tích luỹ sinh học của cây

80
Hình 3.19.
Sinh khối khô của cây ở các công thức bổ sung N khác nhau
81
Hình 3.20.
Hàm lượng As trong cây ở các công thức bổ sung phân bón khác nhau
84
Hình 3.21.
Sinh khối khô ở phần trên mặt đất của cây sau thu hoạch
84

5
Hình 3.22.
Hàm lượng As tích luỹ trong dương xỉ ở các công thức pH khác nhau
87
Hình 3.23.
Hàm lượng As còn lại trong đất sau thí nghiệm ảnh hưởng của pH
89
Hình 3.24.
Khả năng tích luỹ As của dương xỉ ở các CT bổ sung EDTA khác nhau
90
Hình 3.25.
Khả năng tích luỹ Pb, Cd và Zn trong thân cây Pteris vittata
91
Hình 3.26.
Khối lượng khô của cây sau thu hoạch trong thí nghiệm về EDTA
92
Hình 3.27.
Ảnh hưởng của hàm lượng EDTA bổ sung lên lượng As linh động trong
đất trước và sau thí nghiệm

93
Hình 3.28.
Khả năng tích lũy As theo thời gian thu hoạch
98
Hình 3.29.
Sinh khối cây ở các đợt thu hoạch khác nhau
99
Hình 3.30.
Lượng As còn lại trong đất thí nghiệm
100
Hình 3.31.
Quy trình sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất
112

51
MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của đề tài
Môi trường bị ô nhiễm do các hoạt động khai khoáng và tuyển quặng đã được
nhiều nhà khoa học trên thế giới đặc biệt quan tâm nghiên cứu. Hàm lượng Asen (As)
bị ô nhiễm ở mức đáng lo ngại ở nhiều vùng khai thác khoáng sản trên thế giới và Việt
Nam [11], [30], [40], [89]. Các tác giả đã chỉ ra những rủi ro có thể xảy ra đối với con
người cũng như mức độ tích tụ As trong các sản phẩm nông nghiệp quan trọng như lúa,
gạo [2], [94], [99], [110].
Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại với môi trường sống do khai thác mỏ
gây ra rất phức tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết vấn đề này
hiện nay còn gặp rất nhiều khó khăn [86], [113]. Các phương pháp công nghệ xử lý
truyền thống đã được áp dụng bao gồm bê tông hoá, ổn định, rửa đất, sử dụng các phản
ứng ô xy hoá - khử, phản ứng hấp phụ ở nhiệt độ thấp, chôn lấp, đốt, [71]. Hiện nay,
trên thế giới công nghệ được sử dụng nhiều nhất dùng để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại
nặng vẫn là chôn lấp tại chỗ. Công nghệ này đòi hỏi chi phí cao, cần có diện tích lớn và

điều hạn chế nhất là đất không được tái sử dụng. Giá thành quá cao trong xử lý ô
nhiễm bằng công nghệ truyền thống đã buộc các nhà khoa học phải tìm các công nghệ
mới thay thế, trong đó công nghệ “xanh” tức là công nghệ sử dụng thực vật trong xử lý
ô nhiễm (Phytoremediation) đã được đánh giá là có hiệu quả ứng dụng cao do giá
thành thấp, vận hành đơn giản và thân thiện với môi trường. Hiện tại, công nghệ sử
dụng thực vật được đánh giá là thích hợp nhất cho xử lý ô nhiễm kim loại nặng (KLN)
trong đất [22],[57],[69]. Tính toán cho thấy, việc sử dụng thực vật để làm sạch 0,4ha
đất bùn cát ở độ sâu 50 cm cần 60 - 100.000 USD, trong khi xử lý bằng phương pháp
truyền thống (đào hố và cách li) thì cần ít nhất 400.000 USD [73]. Ở Trung Quốc, công
nghệ này đã mang lại 2 tỷ USD trong hai năm vừa qua [60], [61]. Vì vậy, phương
pháp này đang trở thành công nghệ đầy triển vọng của thế kỷ 21 ở cả các nước phát
triển và đang phát triển [47], [67].
Các nhà khoa học đã phát hiện ra một số nhóm thực vật có khả năng tích luỹ rất
nhiều KLN trong cơ thể gọi là cây siêu tích luỹ (hyperaccumulators). Nhiều công trình

52
nghiên cứu đã chỉ ra rằng, nồng độ kim loại nặng tích luỹ trong thân một số cây "siêu
tích luỹ" phải lớn hơn 1000 mg/kg

sinh khối khô thực vật. Người ta cũng đã lập được
danh lục trên 450 loài thực vật có khả năng hấp thụ cao kim loại [77], [115].
Do As tồn tại trong hầu hết các quặng kim loại và mức độ ô nhiễm As trong đất
là rất lớn ở các vùng đã và đang khai thác khoáng sản nên việc xử lý ô nhiễm As là rất
cần thiết [5]. Đã có nhiều nghiên cứu được tiến hành nhằm tìm ra các phương pháp xử
lý ô nhiễm As một cách hiệu quả và kinh tế. Các nhà khoa học hiện nay rất chú ý đến
việc nghiên cứu xử lý ô nhiễm As bằng sử dụng các thực vật siêu hấp thu As [39], [59]
. Trong quá trình nghiên cứu kĩ thuật xử lý ô nhiễm bằng thực vật, các nhà khoa học đã
khám phá ra rất nhiều loài thực vật có khả năng hút As từ đất. Ví dụ, cỏ Agrostis
capillaris L., cỏ Agrostis tenerrima Trin., dương xỉ Pteris vittata L. và cây gỗ nhỏ
Sarcosphaera coronaria có khả năng tích luỹ As tương ứng là 100, 1000, 27000 và

7000 mg/kg sinh khối khô [60],[70]. Các loài này đã được ứng dụng vào thực tế để xử
lý đất ô nhiễm As ở nhiều nơi trên thế giới và đã cho những thành công bước đầu.
Trong các loài thực vật siêu tích lũy As, nhiều nhà khoa học đã đặc biệt chú ý
đến dương xỉ bởi nhiều nghiên cứu cho thấy loại thực vật này có khả năng chống chịu
và tích lũy As cao. Đặc biệt loài dương xỉ Pteris vittata đã được các tác giả chứng
minh là loài siêu tích lũy As. Theo Chen Tong Bin [60], [62], Pteris vittata có thể phát
triển bình thường trên đất có chứa 50†4030 mg As /kg, thậm chí nó có thể sống được
trên phần quặng đuôi có chứa hàm lượng As lên đến 23.400mg/kg. Loài này có thể hút
10% As từ đất trong vòng một năm và hàm lượng As trong lá lên tới 8‰. Ngoài ra,
một vài loài dương xỉ khác cũng được chú ý là Pteris nervosa, Pteris cretica, P.
longifolia L., P. umbrosa L., P. argyraea L., P. quadriaurita L., P. ryiunkensis L., P.
biaurita [54],[70].
Đề tài: “Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiễm As trong
đất vùng khai thác khoáng sản” nhằm góp phần tìm ra giải pháp xử lý As bằng dương
xỉ hiệu quả và khoa học, làm cơ sở cho việc ứng dụng công nghệ thực vật vào xử lý ô
nhiễm ở Việt Nam.
2. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án

53
- Luận án góp phần đánh giá mức độ ô nhiễm As trong đất sau khai thác khoáng
sản và nghiên cứu khả năng tích luỹ As của một số loài thực vật bản địa ở bốn vùng
khai thác mỏ đặc trưng của tỉnh Thái Nguyên.
- Luận án đi sâu nghiên cứu đánh giá khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất của
hai loài dương xỉ bản địa Pteris vittata (P. vittata) và Pityrogramma calomelanos (P.
calomelanos) thu được từ vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên một cách hệ thống.
- Nghiên cứu đề xuất được quy trình công nghệ sử dụng dương xỉ để xử lý đất bị
ô nhiễm As. Đây là một công nghệ thân thiện với môi trường, có chi phí thấp nhưng
hiệu quả cao. Có thể nói, áp dụng công nghệ này là giải pháp tốt nhất đối với điều kiện
của Việt Nam hiện nay. Quy trình này có thể được chuyển giao cho các địa phương có
hoạt động khai thác và chế biến quặng.

- Các kết quả nghiên cứu thu được sẽ làm cơ sở khoa học cho việc phát triển
hơn nữa công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm As ở các vùng khai khoáng của
Việt Nam.
3. Mục tiêu của luận án
+ Tuyển chọn được các loài dương xỉ bản địa có khả năng siêu tích lũy As.
+ Xác định được một số yếu tố môi trường làm tăng khả năng xử lý As trong đất
của những loài dương xỉ chọn lọc.
+ Đề xuất được quy trình công nghệ và xây dựng được mô hình trình diễn sử
dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất vùng khai thác mỏ.
4. Những đóng góp mới của đề tài
- Lần đầu tiên, xác định được hai loài dương xỉ bản địa P. vittata và P.
calomelanos có khả năng siêu tích lũy As.
- Lần đầu tiên xác định được gene arsC mã hoá cho khả năng tích luỹ As của
hai loài dương xỉ tuyển chọn.
- Lần đầu tiên ở Việt Nam quy trình sử dụng dương xỉ bản địa để xử lý ô nhiễm
As trong đất do khai thác mỏ được xây dựng và ứng dụng tại hiện trường. Các kết quả

54
thu được đã khẳng định được tính hiệu quả cao trong cải tạo đất ô nhiễm As của hai
loài dương xỉ này.


Chƣơng 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1. 1. Nghiên cứu tổng quan về Asen
1.1.1. Giới thiệu chung về Asen
Asen (As) là á kim trong nhóm V-A có khối lượng phân tử 74,9. Khi kết hợp
với các nguyên tố khác As có thể có các hóa trị khác nhau +5, +3, 0, và -3. As tham gia
liên kết cộng hóa trị với nhiều kim loại và nhiều hợp chất hữu cơ ổn định. Tuy vậy, As
vẫn được xem như là kim loại nặng (KLN) vì các nhà độc tố học cho rằng, KLN là
những kim loại và á kim có liên quan đến vấn đề ô nhiễm môi trường và có độc tính

cao đối với cơ thể sống như Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn, As, [22], [38], [41].
As có đặc tính là khi bị đốt nóng đến 615,5
o
C thì thăng hoa mà không trải qua
thời kỳ nóng chảy. Tuy nhiên, nó lại nóng chảy ở nhiệt độ 817-868
o
C dưới áp suất rất
cao là 35,8 atm. Trong không khí As dễ bị oxy hóa tạo thành oxit aseno theo phương
trình sau:
4As + 3O
2
= 2As
2
O
3
(As trắng)
As trắng là một chất bột màu trắng, mịn và có mùi tỏi đặc trưng, rất độc đối với
sự sống. Từ hàng nghìn năm trước người Trung Hoa đã biết sử dụng As trắng để làm
thuốc độc. Khi tồn tại ở dạng hợp chất axit asenic (H
3
AsO
4
) thì nó có thể được dùng
trong y tế với một liều lượng nhất định như một loại thuốc trị bệnh; còn khi tồn tại ở
dạng hydro asenit AsH
3
(asin) thì nó lại ở dưới dạng một chất khí không màu, không
mùi, không vị nhưng rất độc cho sự sống. Asenit và asenat canxi là chất bột màu trắng
hay xám chứa 40-62% As
2

O
3
chúng gần như không tan trong nước và cũng là một chất

55
độc rất mạnh. Chúng được dùng làm thuốc diệt côn trùng. Asenit chì được dùng làm
thuốc bảo vệ thực vật (cây ăn quả).
Trong tự nhiên, As tồn tại dưới dạng hợp chất. Hiện nay người ta đã tìm thấy hơn
1500 hợp chất có chứa As, trong đó có gần 400 hợp chất khá bền vững trong tự nhiên.
Trong nước ngầm thường gặp As có hóa trị +3 và hóa trị +5 mà điển hình là các ion
HAsO
4
-2
và HAsO
3
-2
. Hàm lượng của các ion đó phụ thuộc vào điều kiện nhiệt động và
tính chất hóa lý của môi trường [87].
1.1.2. Hàm lượng As trong một số hợp phần của tự nhiên
1.1.2. 1. Hàm lượng As trong các khoáng vật
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 v.v. As kết hợp với những nguyên tố trên
tạo thành các hợp chất As vô cơ dưới dạng các khoáng vật. As là một trong những
nguyên tố tạo ra nhiều khoáng vật nhất. Trong các khoáng vật, As tồn tại dưới dạng
nguyên tố, sulfua, oxit, asenat và asenit, có tới 368 dạng khoáng vật chứa As, trong đó
các nhóm hydroasenat và asenat có 213 khoáng vật, sulfurasenat có 73 khoáng vật,
intemetallit có 40 khoáng vật, v.v.… Tuy nhiên, chỉ khoảng 200 khoáng vật chính có
hàm lượng As cao. Các khoáng vật khác ít gặp hoặc có hàm lượng As thấp [30], [87].
Một số tác giả [5] phân tích thấy hàm lượng trung bình của As trong một số mẫu
quặng khác nhau ở các mỏ chì-kẽm của Việt Nam là rất cao (bảng 1.1).

Bảng 1.1. Hàm lượng As trung bình trong một số mẫu quặng của các mỏ chì – kẽm
Đơn vị: mg/kg
Mỏ
Mẫu quặng
nguyên sinh
Mẫu công
nghiệp
Tinh
quặng chì
Tinh quặng
kẽm
Mẫu thải
Chợ Đồn
16053,0
16650,0
8342,5
2020,0
13206,8
Chợ Điền
37756,9
7012,5
3542,0
895,0
7881,3
Làng Hích
184,8
330,4
3092,0
377,2
164,1

Na Sơn
106,6
45,0
150,6
77,9
21,2

56
“Nguồn Trần Tuấn Anh và cs, 2011[5]”
1.1.2. 2. Hàm lượng As trong đất và vỏ phong hóa
Hàm lượng trung bình của As trong đất từ 5 ppm - 6 ppm (trong đất ở Mỹ là l,7
 5 ppm, ở Pháp và Italia: 2 ppm, Canada: 6,3 ppm, Nhật Bản: 3,5  52 ppm, ở Liên
Xô cũ: 3,6 ppm, đất đồng bằng Nga: 5 ppm) [41].
Các loại đất khác nhau thì hàm lượng As khác nhau. Ở đất không ô nhiễm, hàm
lượng As tổng số không vượt quá 12 ppm, nằm chủ yếu ở dạng các hợp chất với Al, Fe
và Ca không tan. Tuy nhiên, trong một số trường hợp, hàm lượng As tan trong nước có
thể đạt 6% tổng hàm lượng As trong đất [37].
1.1.2. 3. Hàm lượng As trong thực vật
As có trong hầu hết các thực vật. Tuy vậy, một vài loài thực vật đặc biệt có khả
năng hấp thu As nhiều hơn đáng kể so với những thực vật khác. Hiện nay, trên thế giới
đã có một số nghiên cứu về các loài thực vật có khả năng hấp thu một lượng lớn As.
Trong đó một số loài dương xỉ (P. vittata L. và Pteris cretica L.) đã nhận được sự quan
tâm của nhiều nhà khoa học [61], [67].
Hàm lượng As thường được thấy trong các thực vật đang phát triển trên đất thải
vùng khai thác mỏ, trên những đất được xử lý với thuốc diệt cỏ có chứa As, và trên
những đất có As đưa vào do quá trình xử lý bùn thải. Những biểu hiện ngộ độc As ở
những thực vật bình thường được miêu tả là: lá héo, nhuộm màu tím (do tăng hàm
lượng anthocyanin), rễ cây bị bạc màu, co nguyên sinh tế bào và giảm tăng trưởng.
Tuy nhiên, các thực vật khác nhau có khả năng chống chịu As là khác nhau. Một
số cây lúa có khả năng chống chịu As lên đến 100 mg/kg sinh khối khô (skk) ở thân và

1000 mg/kg skk ở rễ, một số loài dương xỉ có khả năng tích lũy trên 3000 mg/kg skk ở
phần thân cây [62].
1.1.3. Các nguồn gây ô nhiễm As

57
As trong môi trường được tạo ra từ hai nguồn chủ yếu là nguồn tự nhiên (các
hoạt động của núi lửa, lắng đọng từ khí quyển, sự phong hoá của đá mẹ và khoáng vật)
và nguồn nhân tạo (hoạt động nông nghiệp, công nghiệp, khai khoáng, giao thông, ).
Hàng năm, sự phát thải toàn cầu của As là 808.10
7
g, trong đó có 28.10
7
g là do tự
nhiên ra và 780.10
7
g là do nguồn nhân tạo. Như vậy, con người là nguyên nhân chủ
yếu làm tăng lượng As trong môi trường. Khoảng 70% sản lượng As tạo ra trên thế
giới được dùng trong ngành xử lý gỗ, đó là các hợp chất asenat của crôm và đồng, 22%
dùng trong nông nghiệp, còn lại trong công nghiệp thủy tinh và dược phẩm.
Từ vài trăm năm trước đây, As đã được sử dụng rộng rãi trong ngành thuộc da, là
thành phần quan trọng của nhiều chất tạo màu, thuốc bảo quản gỗ, chất kích thích sinh
trưởng cho gia súc, gia cầm, thuốc trừ côn trùng (các muối asenat của chì, natri, canxi,
kẽm) và thuốc trừ cỏ cho công nghiệp trồng bông (mononatrimethylasonat, axit
dimethylasinic). Trong dược phẩm, dung dịch 1% kaliasenat (thuốc Fowler) đã được
dùng để chữa bệnh bạch cầu, bệnh vảy nến, thấp khớp, hen, giang mai,… Tuy nhiên,
các sản phẩm trên đã bị hạn chế sử dụng từ những năm 1974 trên toàn thế giới, khi các
hóa chất nông nghiệp chứa clo ra đời và trong y học người ta đã thay thế bằng nhiều
thuốc kháng sinh mới. Với độc tính rất cao nên As đã được dùng khá phổ biến làm
thuốc độc giết người từ thời Trung cổ cho đến giữa thế kỷ 19 mới bị hạn chế do con
người lúc đó đã có cách để phát hiện As [89].

Hoạt động khai thác khoáng sản và luyện kim (các kim loại mầu) cũng như việc
tiêu thụ nhiên liệu hóa thạch là những hoạt động công nghiệp chủ chốt gây ra sự ô
nhiễm As trong không khí, nước và đất. As được tạo ra nhờ quá trình khử oxit asen
(As
2
O
3
) với than hoạt tính, oxit As là sản phẩm phụ của quá trình luyện kim và thường
có trong bụi khói của quá trình nung quặng, nhất là luyện đồng. Mặc dù các khoáng As
và hợp chất của nó dễ dàng hòa tan, nhưng sự di chuyển của As là có giới hạn vì bị hút
thu trên bề mặt của sét, hydroxit, và các chất hữu cơ. As có trong thành phần của hơn
200 loại quặng và thường có hàm lượng cao trong một số loại quặng asenua của Cu,
Pb, Ag hoặc tồn tại cùng với các sunfua. Một số quặng có hàm lượng As cao nhất là

58
asenopirit (FeAsS), realgar (As
4
S
4
) và orpinen (As
2
S
3
). Do quá trình phong hoá hay
phun trào núi lửa, As trong các loại quặng bị rửa trôi theo nước, thấm vào đất và gây ô
nhiễm đất và nước [11].
Than đá cũng chứa một lượng đáng kể As và quá trình đốt than đã phát tán tới
20% lượng chất này có trong khí quyển. Tàn than là nguồn As đáng kể thẩm thấu vào
đất và nước.
Tích tụ As trong đất là một trong các nguồn chính làm tăng nguy cơ ô nhiễm

nước mặt và nước ngầm, sự hấp thu do thực vật là sự hấp thu trực tiếp hay gián tiếp đối
với con người.
1.1.4. Các dạng tồn tại của As trong đất
As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như asenat (As
5+
) trong điều
kiện oxy hoá. Chúng bị hấp thụ mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan oxyt hoặc
hyđroxyt và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As có nhiều dạng As
5+
với sắt và
nhôm (AlAsO
4
, FeAsO
4
), trong khi ở các đất kiềm và đất cacbonat lại có nhiều ở dạng
Ca
3
(AsO
4
)
2
. Khi bón vôi cho đất cũng làm tăng khả năng linh động của As do chuyển
từ Fe, Al - asenat sang dạng Ca - asenat linh động hơn [67].
Khi được giải phóng, As tồn tại dưới dạng As
2
O
3
và phần lớn bị hấp phụ vào
các vật liệu dạng hạt khác. Những vật liệu này theo gió bị phát tán rộng và trở lại mặt
đất dưới dạng lắng đọng kết tủa khô hoặc ướt. Những hợp chất As hình thành dưới tác

dụng của vi sinh vật hay bị kết tủa dưới tác dụng của quá trình oxi hóa trong không khí
sẽ bị đọng lại trên mặt đất. Các dạng không hòa tan trong nước của As có thể kể đến
như asenat, asenit, metyl asenic axit (MMA), dimetyl asenic axit (DMA). Trong môi
trường nước chảy (có nhiều oxi), As có xu hướng tồn tại ở dạng các hợp chất As hóa trị
V. Một số dạng asenit và asenat có thể tự thay đổi trạng thái oxi hóa - khử tùy thuộc
điều kiện pH, thế ô xy hóa khử (Eh) và một số quá trình sinh học trong môi trường.
Một số hợp chất của As có ái lực mạnh với khoáng sét hay chất hữu cơ trong đất và

59
chính đặc điểm này đã tạo ra nhiều động thái khác nhau của các hợp chất As trong môi
trường. Rất nhiều dạng As có xu hướng bị hấp phụ vào trong đất và hầu như ít rửa trôi.
Tuy nhiên, trong điều kiện ẩm, các dạng As hòa tan có thể dễ dàng đi vào nước mặt
hoặc nước ngầm.
Trong nước tự nhiên, As tồn tại chủ yếu ở 2 dạng hợp chất vô cơ là asenat
(As
+5
), asenit (As
+3
). As
+5
là dạng tồn tại chủ yếu của As trong nước bề mặt và As
+3
là
dạng chủ yếu của As trong nước ngầm. Trong môi trường trung tính, As
+5
tồn tại chủ
yếu ở dạng H
2
AsO
4

-
và HAsO
4
2-
, còn As
+3
tồn tại chủ yếu ở dạng axit không phân ly
H
3
AsO
3
. Hình 1.1 cho thấy các dạng tồn tại của As phụ thuộc vào pH và Eh [16].

Hình 1.1. Các dạng tồn tại của As trong nước phụ thuộc vào Eh/pH
Các dạng As dễ tiêu sinh học
Hàm lượng As tìm thấy trong dạ dày của động vật thí nghiệm là dạng dễ tiêu
sinh học tiềm năng, là dạng trung gian giữa dạng As hấp thụ bề mặt (được chiết rút
bằng photphat hay axetat) và dạng không hấp thụ bề mặt với oxit Fe, Mn (chiết rút
bằng dung dịch hydroxilamine hydroclorite hay amoni oxalat). Nhiều tài liệu đã công
bố có thể chiết dạng As dễ tiêu sinh học bằng CH
3
COONa [59], [88], [142]
Cục bảo vệ môi trường của Mỹ [137] trong dự án xây dựng tiêu chuẩn hàm
lượng As phục vụ sức khoẻ cộng đồng đã đưa ra phương pháp chiết rút hàm lượng As
tổng số và căn cứ vào đó để đưa ra ngưỡng chuẩn. Tuy vậy, chỉ số này chưa thực sự

60
phản ánh được nguy cơ tiềm ẩn của As đối với sức khoẻ con người. Nhiều chất chiết
rút hoá học dùng để xác định photphat đã được dùng để xác định As trong đất.
1.1.5. Ảnh hƣởng của As đối với cơ thể sống

As có thể gây độc với mức độ từ vài µg đến mg/l tùy thuộc vào từng loài sinh
vật và mức độ tác động. Khi tác động, As có thể gây chết, ức chế sinh trưởng. Đối với
thực vật, As ảnh hưởng đến quá trình quang hợp, ra hoa, kết quả,… Ở những khu vực
bị nhiễm độc As thường có rất ít sinh vật có thể sống được, vì vậy, có thể sử dụng
những sinh vật này như những sinh vật chỉ thị [22].
As thường xâm nhập vào cơ thể con người qua chuỗi thức ăn. Đối với những
người không chịu tác động trực tiếp của As thì thức ăn là tác nhân chính gây ra sự tích
tụ As trong cơ thể, tuy nhiên đây là quá trình thâm nhiễm dần dần. Ở một số vùng,
nước uống nhiễm As lại là nguồn thâm nhiễm chủ yếu vào cơ thể con người. Tại các
vùng mỏ kim loại thì As xâm nhiễm vào cơ thể con người chủ yếu bắt nguồn từ các
hoạt động khai khoáng. Lượng As tích tụ vào cơ thể từ thức ăn và nước uống dao động
trong khoảng từ 20 - 300 µg/ngày. Theo số liệu thống kê chưa đầy đủ, khoảng 25%
lượng As đi vào cơ thể từ thức ăn là As vô cơ, tuy nhiên tỉ lệ này có thể dao động tùy
thuộc vào dạng thức ăn con người tiêu thụ. Hàm lượng As vô cơ trong cơ thể các sinh
vật sống dưới nước như tôm, cá thường thấp, khoảng <1mg/kg. Các loại thức ăn chứa
nhiều As vô cơ là thịt gia súc, gia cầm, các sản phẩm bơ, sữa và ngũ cốc. Hàm lượng
tích tụ As trong cơ thể người thông qua hô hấp là 10 µg/ngày đối với người hút thuốc
lá và 1 µg/ngày đối với người không hút thuốc. Tuy nhiên, hàm lượng này có thể tăng
lên ở những vùng ô nhiễm. Hàm lượng As vô cơ trong nước tiểu phản ánh mức độ hấp
thụ As ở mỗi người. Thông thường, hàm lượng này dao động trong khoảng từ 5 - 20 µg
As/l, tuy nhiên trong một số trường hợp có thể lên đến 1000 µg/l [87].
As vô cơ hòa tan là dạng hết sức độc hại. Khi sinh vật hay con người tiêu hóa
thức ăn chứa một lượng lớn As dạng này có thể dẫn đến các bệnh về dạ dày, rối loạn
tim mạch và hệ thống thần kinh, thậm chí có thể gây chết. Những người tiếp xúc nhiều
với As có thể bị mắc nhiều bệnh như rối loạn tủy xương, ho ra máu, ung thư gan, bệnh
sắc tố, các bệnh thần kinh và não [87].

61
Độc tính của As phụ thuộc vào bản chất hóa học của nó. Nếu không tính đến
một số hợp chất hiếm có của As thì hợp chất độc nhất của As là asin-AsH

3

(hợp chất
này có liều gây chết LD
50
với chuột là 3 mg/kg), sau đó đến asenit (liều gây chết LD
50

với chuột là 20-60 mg/kg) và asenat. Trong đó, asenit có độc tính gấp 60 lần so với
asenat do nó có phản ứng với các enzim trong quá trình chuyển hóa ở cơ thể người.
Dạng As gây độc lớn là dạng As dễ tiêu sinh học, dạng này phát huy tác dụng khi đi
vào cơ thể con người. Đến nay, có thể kết luận chắc chắn về các bệnh do nhiễm As như
sừng hóa da, hắc tố da và mất sắc tố da, bệnh bowen, bệnh đen và rụng móng chân.
Bệnh sừng hóa da thường xuất hiện ở tay, chân, lòng bàn tay, gan bàn chân – phần cơ
thể cọ xát nhiều hoặc tiếp xúc ánh sáng nhiều lâu ngày sẽ tạo thành các đinh cứng màu
trắng gây loang rộng và đau đớn. Bệnh hắc tố da và mất sắc tố da bị đen sạm, da bị lốm
đốm trắng dẫn đến tế bào bị phá hủy và làm hỏng da. Biểu hiện đầu tiên của bệnh
bowen là một phần cơ thể đỏ ửng, sau đó bị chảy nước và lở loét. Bệnh đen và rụng
móng chân có thể dẫn đến hoại tử, rụng dần từng đốt ngón chân. Sau 15-20 năm kể từ
khi phát hiện, người nhiễm độc As sẽ chuyển sang ung thư và chết [22]. Hình 1.2 là
ảnh chụp bệnh nhân bị nhiễm độc As.

Hình 1.2. Hình ảnh một số bệnh nhân bị nhiễm độc As [62]
1. 2. Tình hình ô nhiễm As trong đất trên thế giới và ở Việt Nam
1.2.1 Ô nhiễm trên thế giới
Viện nghiên cứu Blacksmith, New York đã bình chọn danh sách 10 thành phố ô
nhiễm nhất trên thế giới thì có tới 8 thành phố liên quan đến ô nhiễm KLN, đó là Lâm

62
Phần, Thiên Anh (Trung Quốc); Sukindan (Ấn Độ); La Oroya (Peru); Dzerzhinsk,

Norilsk (Nga); Chernobyl (Ukraine); Kabwe (Zambia). Điển hình như Lâm Phần,
Thiên Anh (Trung Quốc) là nơi bị ô nhiễm nặng As, Pb và nhiều KLN khác. Số người
bị ảnh hưởng do sự ô nhiễm này được ước tính lên đến 3 triệu người [48]. Những kim
loại độc đã ngấm vào máu nhiều thế hệ trẻ em ở Thiên Anh và làm giảm chỉ số thông
minh. Nguồn gây nhiễm KLN chủ yếu là từ nguồn thải của các hoạt động sản xuất
công nghiệp, khai khoáng, nông nghiệp và hàng hải . Tại nhiều nơi , các chất thải độc
hại này bị đổ thẳng ra môi trường mà không hề được xử lý . Xung quanh các khu công
nghiệp, dòng chảy chất thải chính là con đường đưa và hòa tan KLN vào trong đất.
Nhiều nước Đông Âu trước đây đã phát triển công nghiệp theo công nghệ cũ và
sử dụng rất nhiều loại chế phẩm trong nông nghiệp nên nước và đất ở nhiều vùng đã bị
ô nhiễm KLN ở mức độ rất cao, cao hơn tiêu chuẩn cho phép 1.000 - 10.000 lần [74],
[135].
Ở các nước phát triển số điểm đất bị ô nhiễm KLN rất lớn. Ở Anh khoảng 300
điểm với diện tích là 10.000 ha được coi là độc hại. Ở Mĩ có khoảng 25.000 điểm. Ở
Hà Lan có khoảng 6000 điểm vừa mới cải tạo. Ước tính giá thành để cải tạo đất nhiễm
độc KLN khoảng 8 - 12 USD/người ở những nước phát triển. Nhiều nước đã đầu tư
khoản tiền lớn để cải tạo đất ô nhiễm KLN. Ví dụ, ở Anh khoảng 100 triệu pound, ở Mĩ
20 - 100 tỷ USD, ở Đan Mạch 410 tỉ tiền Đan mạch, ở Tây Đức 22 tỉ DM, ở Hà Lan 12
tỷ Df [57].
Có nhiều nguyên nhân khác nhau dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất, đáng kể nhất
là do sự tích lũy từ chất thải của các ngành công nghiệp có liên quan đến kim loại và
hoạt động khai thác khoáng sản. Theo số liệu của các cơ quan chức năng Trung Quốc,
hiện nay nước này có gần 2.000 vạn ha đất canh tác bị ô nhiễm KLN, chiếm gần 20%
tổng diện tích đất canh tác, hàng năm thiệt hại tới 1.000 vạn tấn lương thực, trực tiếp
gây tổn thất kinh tế hơn 10 tỷ NDT [102].
Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác khoáng sản rất đa
dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực tế đáng báo động. Các tác
nhân gây ô nhiễm là axít, kim loại nặng, xianua, các loại khí độc, … [9], [11]. Hiện

63

tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm các kim loại
nặng có nguồn gốc công nghiệp như niken, crôm, chì, asen, đồng, selen, thuỷ ngân,
cadimi, là thực tế và cần sớm có giải pháp xử lí.
Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng gây nên ô nhiễm kim loại
vào đất, nước, không khí và vào cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim loại không chỉ xảy
ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể từ khi mỏ ngưng hoạt động.
Theo Lim và cộng sự, (2004) [89], tại vùng mỏ vàng-bạc Soncheon đã bỏ hoang ở Hàn
Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn còn bị ô nhiễm As ở mức cao (bảng 1.2).
Bảng 1.2. Hàm lượng As (mg/kg) trong một số loại đất ở khu mỏ hoang Songcheon
Nguyên
tố
Bãi thải quặng
Đất vùng núi
Đất trang trại
Đất bình thường
trên thế giới

As
3584 – 143813
695 – 3082
7 - 626
6
Theo các tác giả thì bãi thải đuôi quặng ở đây là nguồn điểm gây ô nhiễm As
cho đất ở các khu vực xung quanh. Hàm lượng As cao trong đất trang trại là do sự phát
tán bởi gió, bởi nước từ các bãi quặng đuôi. Đa số các thực vật trồng ở các khu đất này
đều bị nhiễm As ở mức cao.
Shelmerdine P.A. và cs. [125] cho biết, ở nhiều vùng khai thác khoáng sản của
Anh đất bị nhiễm KLN ở mức đáng lo ngại. Hàm lượng As trung bình trong đất là 10,4
mg/kg thì trong đất của mỏ chì Cumbria, mỏ đồng Devon và mỏ thiếc Cornwall có hàm
lượng As tương ứng là 127,7-366,8; 280,7-2331,6 và 87,5-1246,8 mg/kg. Hàm lượng

này cao hơn mức bình thường từ hàng chục đến hàng trăm lần (bảng 1.3).
Bảng 1.3. Hàm lượng As (mg/kg) trong đất của một số mỏ tại Anh
Nguyên
tố
Mỏ chì Cumbria
Mỏ thiếc, đồng
Cornwall
Mỏ đồng
Devon
Hàm lượng
trung bình
trong đất ở
Anh (mg/kg)
As
127,7-366,8
280,7-2331,6
87,5-1246,8
10,4

64
Trong những năm gần đây, ô nhiễm As đã trở thành một vấn đề rất được quan
tâm bởi độc tính cùng sự phân bố rỗng rãi của nó trong các hợp phần khác nhau của tự
nhiên như trong nước ngầm, đất, khí quyển, động thực vật, trầm tích, đá, quặng…. Các
nhà khoa học của Viện nghiên cứu Địa lý và Tài nguyên thiên nhiên ở Viện Hàn lâm
Khoa học Bắc Kinh, Trung Quốc [59 - 62] đã phát hiện đất ở nhiều khu vực có chứa
As ở mức cao như ở vành đai vàng là 1342 mg/kg và ở vành đai thủy ngân là 509
mg/kg. Kết quả nghiên cứu của C.Chen (2006) cho thấy hàm lượng As ở vùng khai
thác khoáng sản Dexing cao hơn giới hạn cho phép là 60 lần.
Các hoạt động khai thác mỏ vàng đã làm cho đất và nước ở bang Minas Gerais
của Brazil bị ô nhiễm As. Các nghiên cứu cho thấy, hàm lượng As trong đất lớn hơn

100 mg/kg cao hơn tiêu chuẩn cho phép của FAO/WHO về hàm lượng As trong đất
nông nghiệp nhiều lần [95]. Tại Thái Lan, các chất thải có chứa As từ quá trình khai
thác thiếc như arsenopyrite đã gây ô nhiễm môi trường đất và nước ngầm. Hàm lượng
As trong các giếng nước khoan chịu ảnh hưởng của quá trình khai thác thiếc có nơi lên
tới 5000 µg/l. Năm 1996 tại quận Ron Phibun (tỉnh Nakorn Si Thammat) là nơi bị ảnh
hưởng bởi ô nhiễm As đã có khoảng hơn 1000 người đã mắc các chứng bệnh về da. Ô
nhiễm As đang có nguy cơ đe dọa tới hàng chục nghìn cư dân nơi đây do nước ngầm là
nguồn cung cấp nước chính cho sinh hoạt [142].
Tích tụ As trong đất là một trong các nguồn chính làm tăng nguy cơ ô nhiễm
nước mặt và nước ngầm, sự hấp thu do thực vật và sự hấp thu trực tiếp hay gián tiếp
đối với con người. Về tình hình ô nhiễm As trong nước, rất nhiều nơi trên thế giới đang
bị ô nhiễm As nghiêm trọng đó là một số vùng ở các nước như Ác-hen-ti-na, Băng-la-
đet, Ấn độ, Pa-kit-stan, Mê-xi-cô, Mông Cổ, Đức, Thái Lan, Trung Quốc, Chi-lê, Mỹ,
Canada, Hungary, Ru-ma-ni, Việt Nam [100], [133]
1.2.2 Ô nhiễm As ở Việt Nam
Nằm ở khu vực Đông Nam Châu Á, Việt Nam là nước có nguồn tài nguyên
khoáng sản phong phú, đa dạng và là nguồn nguyên liệu, tiềm năng quí của quốc gia.
Tuy vậy, công nghiệp khai khoáng đã làm suy kiệt các nguồn tài nguyên thiên nhiên,
suy thoái môi trường, thể hiện ở các vấn đề môi trường đất, nước, không khí, rừng, đa