Nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy (Phragmites australis) để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại mỏ thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên.

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN
TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM



VŨ THỊ HUỆ


Tên đề tài:
“NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CỦA
CÂY SẬY (PHRAGMITES AUSTRALIS) ĐỂ XỬ LÝ ĐẤT Ô NHIỄM
KIM LOẠI NẶNG SAU KHAI THÁC KHOÁNG SẢN TẠI MỎ THIẾC
HÀ THƯỢNG - HUYỆN ĐẠI TỪ - TỈNH THÁI NGUYÊN”


KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC




Hệ đào tạo : Chính quy
Chuyên ngành : Khoa học môi trường
Khoa : Môi Trường
Khóa học : 2010 - 2014

Thái Nguyên, năm 2014

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN
TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM



VŨ THỊ HUỆ


Tên đề tài:
“NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CỦA
CÂY SẬY (PHRAGMITES AUSTRALIS) ĐỂ XỬ LÝ ĐẤT Ô NHIỄM
KIM LOẠI NẶNG SAU KHAI THÁC KHOÁNG SẢN TẠI MỎ THIẾC
HÀ THƯỢNG - HUYỆN ĐẠI TỪ - TỈNH THÁI NGUYÊN”


KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC



Hệ đào tạo : Chính quy
Chuyên ngành : Khoa học môi trường
Khoa : Môi Trường
Khóa học : 2010 - 2014
Giảng viên hướng dẫn: Th.S Trương Thành Nam
Khoa Quản lý tài nguyên - Trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên

Thái Nguyên, năm 2014
i
LỜI CẢM ƠN

Được sự đồng ý của Ban giám hiệu trường Đại học Nông Lâm Thái
Nguyên, khoa Môi Trường và thầy giáo hướng dẫn Th.s Trương Thành Nam, tôi
tiến hành thực hiện đề tài: “Nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây
sậy (Phragmites australis) để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác
khoáng sản tại mỏ thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên”.
Để hoàn thành được đề tài nghiên cứu khoa học, tôi nhận được sự
hướng dẫn tận tình của thầy giáo Th.s Trương Thành Nam, sự giúp đỡ của
lãnh đạo, người dân xã Hà Thượng - huyện Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên.
Nhân dịp này, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến Th.s Trương Thành
Nam - thầy giáo hướng dẫn đề tài cùng toàn thể các thầy cô, cán bộ khoa Môi
trường, trường Đại học Nông lâm - Đại học Thái Nguyên.
Tôi xin chân thành cảm ơn cán bộ ban lãnh đạo xã Hà Thượng; ban
lãnh đạo Mỏ thiếc Hà Thượng - Đại Từ, các bạn sinh viên và những người
thân trong gia đình đã động viên khuyến khích và giúp đỡ tôi trong suốt quá
trình học tập cũng như hoàn thành đề tài.
Do thời gian có hạn, năng lực còn hạn chế nên bài báo cáo khoa học
không thể tránh khỏi những thiết sót. Tôi rất mong nhận được những ý kiến
đóng góp của quý thầy cô và các bạn sinh viên để báo cáo của tôi được
hoàn thiện hơn.
Tôi xin chân thành cảm ơn!
Thái Nguyên, ngày 30 tháng 4 năm 2014
Người thực hiện đề tài

Vũ Thị Huệ




ii
DANH MỤC CÁC BẢNG
Trang
Bảng 2.1. Giới hạn ô nhiễm đất ở Úc và New Zealand
6
Bảng 2.2. Hàm lượng KLN tối đa cho phép đối với đất nông nghiệp ở các
nước phát triển (ppm) 7
Bảng 2.3. Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng một số KLN trong đất 7
Bảng 2.4. Một số loài thực vật cho sinh khối nhanh có thể sử dụng 8
Bảng 2.5. Số liệu phân tích hàm lượng Pb và Zn ở mô hình xử lý
Làng Hích. 11
Bảng 2.6. Hàm lượng trung bình một số KLN trong đá và đất (ppm) 12
Bảng 2.7. Hàm lượng kim loại nặng trong nước mưa ở một số nơi. 13
Bảng 2.8. Sự phát thải toàn cầu của một số nguyên tố kim loại nặng. 13
Bảng 2.9. Hàm lượng KLN trong chất thải của một số mỏ vàng điển hình
tại Úc 14
Bảng 2.10: hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn và
Thái Nguyên 15
Bảng 2.11. Hàm lượng các KLN trong nguồn phân bón nông nghiệp 16
Bảng 4.1: Đặc điểm thực vật học của cây sậy (Phragmites autralis) 28
Bảng 4.2. pH và hàm lượng kim loại nặng trong đất trước khi trồng cây 29
Bảng 4.3: Sự biến động về chiều cao cây sậy trong thời gian thí nghiệm ở bãi
thải mỏ thiếc Hà Thượng sau 8 tháng trồng…………………… 31
Bảng 4.4. Sự biến động về chiều dài lá cây sậy trong thời gian nghiên cứu ở
bãi thải Mỏ thiếc Hà Thượng sau 8 tháng trồng 33

Bảng 4.5. Chiều dài rễ cây sau khi trồng 4 và 8 tháng 35
Bảng 4.6: Sinh khối thân lá của cây sậy trên đất sau khai thác khoáng sản. . 36
Bảng 4.7. Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn tích lũy trong thân, lá và rễ của cây
Sậy tại Mỏ thiếc Hà Thượng sau 8 tháng trồng 38
Bảng 4.8. Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn còn lại trong đất sau khi

trồng Sậy 41

iii
DANH MỤC CÁC HÌNH

Trang
Hình 4.1: Hàm lượng KLN trong đất trước khi trồng
29
Hình 4.2: Sự biến động về chiều cao cây sau 8 tháng trồng
32
Hình 4.3: Sự biến động về chiều dài lá cây sậy sau trồng 8 tháng
34
Hình 4.4: Chiều dài rễ sau 4 tháng và 8 tháng
35
Hình 4.5: Hàm lượng As, Pb, Cd, Zn tích lũy trong Sậy sau 8 tháng trồng tại
bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng
39
Hình 4.6: Hàm lượng As còn lại trong đất sau khi trồng Sậy
41
Hình 4.7: Hàm lượng Pb còn lại trong đất sau khi trồng Sậy
42
Hình 4.8: Hàm lượng Cd còn lại trong đất sau khi trồng Sậy
43
Hình 4.9: Hàm lượng Zn còn lại trong đất sau khi trồng Sậy

44
iv
CÁC CHỮ VIẾT TẮT

CEC : Khả năng trao đổi Ion
+
của đất.
CNH -HĐH : Công nghiệp hóa - hiện đại hóa
CP : Cổ phần
CT : Công thức
HST : Hệ sinh thái
KL : Kim loại
KLN : Kim loại nặng
KT - KT : Kinh tế - Kỹ thuật
ÔTC : Ô tiêu chuẩn
QSD : Quyền sử dụng
QCVN : Quy chuẩn Việt Nam
TCVN : Tiêu chuẩn Việt Nam
UBND : Ủy ban nhân dân

v
MỤC LỤC

Trang

LỜI CẢM ƠN i
DANH MỤC CÁC BẢNG ii
DANH MỤC CÁC HÌNH iii
CÁC CHỮ VIẾT TẮT iv
CÁC CHỮ VIẾT TẮT iv

MỤC LỤC v
Phần 1: MỞ ĐẦU 1
1.1. Tính cấp tiết của đề tài 1
1.2 Mục tiêu nghiên cứu 2
1.3. Mục đích nghiên cứu 2
1.4. Yêu cầu của đề tài 3
1.5. Ý nghĩa của đề tài 3
1.5.1. Ý nghĩa trong học tập và nghiên cứu khoa học 3
1.5.2. Ý nghĩa thực tiễn 3
Phần 2: TỔNG QUAN TÀI LIỆU 4
2.1. Cơ sở khoa học của đề tài 4
2.1.1. Một số khái niệm và thuật ngữ liên quan 4
2.1.2. Tính độc và tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm của một số
kim loại nặng 4
2.1.2.1 Tính độc của một số loại kim loại nặng 4
2.1.2.2. Các tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm KLN trong đất 6
2.1.3. Văn bản pháp luật liên quan 7
2.2. Cơ sở thực tiễn 8
2.2.1. Tình hình nghiên cứu về thực vật xử lý kim loại nặng trong đất trên
Thế Giới 8
2.2.2. Các nghiên cứu về thực vật xử lý kim loại nặng trong đất tại
Việt Nam 10
2.2.3. Nguồn gốc gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất 11
2.2.3.1 Nguồn tự nhiên 11
2.2.3.2. Nguồn nhân tạo 13
2.2.4. Một số phương pháp xử lý ô nhiễm đất truyền thống 16
vi
2.2.4.1. Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig anh Haul) 16
2.2.4.2. Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification) 16
2.2.4.3. Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification) 17

2.2.4.4. Phương pháp rửa đất (Soil washing) 17
2.2.5. Cơ chế và các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ kim
loại nặng của thực vật 18
2.2.5.1. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của
thực vật 18
2.2.5.2. Các cơ chế của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất 18
b. Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật 18
2.3. Ưu điểm và hạn chế của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất 19
2.3.1. Ưu điểm 19
2.3.2. Hạn chế 19
2.4. Tổng quan về loài thực vật nghiên cứu và tiềm năng ứng dụng của chúng
trong bảo vệ môi trường 20
2.4.1. Đặc điểm của loài thực vật nghiên cứu 20
2.4.2. Ứng dụng của cây Sậy trong cải tạo môi trường 21
2.5. Một số ứng dụng và triển vọng của công nghệ thực vật trong xử lý ô
nhiễm môi trường 23
2.5.1. Một số ứng dụng 23
2.5.2. Triển vọng của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất 24
Phần 3: ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP
NGHIÊN CỨU 25
3.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 25
3.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu 25
3.2.1. Địa điểm 25
3.2.2. Thời gian 25
3.3. Nội dung nghiên cứu 25
3.3.1. Đánh giá chất lượng môi trường đất ban đầu tại vị trí trồng sậy tại bãi
thải mỏ thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên. 25
3.3.2. Đánh giá khả năng sinh trưởng, phát triển của cây sậy tại bãi thải mỏ
thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên 25
3.3.3. Đánh giá khả năng hấp thụ kim loại nặng trong thân lá và rễ của cây sậy

ở bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên. 25
3.3.4. Đánh giá chất lượng đất sau trồng sậy tại bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng -
huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên. 25
vii
3.3.5. Đánh giá khả năng xử lý kim loại nặng trong đất bằng cây sậy ở bãi thải
mỏ thiếc Hà Thượng - huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên. 25
3.4. Phương pháp nghiên cứu 25
3.4.1. Phương pháp thu thập số liệu, tài liệu 25
3.4.2. Phương pháp kế thừa 26
3.4.3. Phương pháp bố trí thí nghiệm đồng ruộng 26
3.4.3.1. Sơ đồ bố trí thí nghiệm 26
3.4.3.2. Các chỉ tiêu theo dõi 26
3.4.4. Phương pháp lấy mẫu đất và thực vật 27
3.4.5. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm 27
3.4.6. Phương pháp tổng hợp và phân tích số liệu 27
3.4.7. Phương pháp so sánh 27
3.4.8. Phương pháp chuyên gia 27
Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 28
4.1. Đặc điểm sinh học của cây sậy (Phragmites autralis) 28
4.2. Đánh giá chất lượng môi trường đất trước khi trồng sậy 29
4.3. Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của các loài thực vật trên đất
ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản 30
4.3.1. Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều cao cây 30
4.3.2. Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều dài lá. 32
4.3.3. Chiều dài rễ cây trên đất sau khai thác khoáng sản. 34
4.3.4. Sinh khối thân lá và rễ. 36
4.4. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây Sậy trong thân lá và rễ 37
4.5. Đánh giá khả năng xử lý hàm lượng KLN trong đất của cây sậy. 40
4.5.1. Hàm lượng As còn lại trong đất 41
4.5.2. Hàm lượng Pb còn lại trong đất 42

4.5.3 .Hàm lượng Cd còn lại trong đất 43
4.5.4 .Hàm lượng Zn còn lại trong đất 44
4.6. Nhận xét và đánh giá kết quả nghiên cứu 45
Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 46
5.1. Kết luận 46
5.2. Kiến nghị 46
TÀI LIỆU THAM KHẢO 48
I. Tiếng Việt 48
II. Tiếng Anh 49
1
Phần 1
MỞ ĐẦU

1.1. Tính cấp tiết của đề tài
Trong những năm vừa qua, đất nước ta đã có những bước phát triển
vượt bậc trong mọi lĩnh vực như về kinh tế, văn hóa, giáo dục, y tế đều đạt
được nhiều thành tựu, đưa nước ta ngang tầm với nhiều nước phát triển khác
trên thế giới. Cùng với sự phát triển của các ngành công nghiệp khác thì
khai thác khoáng sản đang phát triển một cách mạnh mẽ do nhu cầu phát
triển kinh tế - xã hội của đất nước và trong điều kiện mở cửa của kinh tế
thị trường, các hoạt động này đang được khai thác với quy mô ngày càng
lớn. Hoạt động này đã đóng góp quan trọng cho phát triển kinh tế - xã hội,
góp phần tích cực vào sự nghiệp công nghiệp hoá, hiện đại hoá đất nước.
Nhưng bên cạnh sự phát triển của ngành này thì nó cũng mang lại nhiều
bất cập, nổi bật đó là ô nhiễm môi trường.
Sự phát triển của khai thác khoáng sản là tăng trưởng kinh tế - xã
hội, tạo ra những thị trường mạnh để thu hút đầu tư từ nước ngoài. Tuy
nhiên, nó cũng đã và đang tạo ra những mặt tiêu cực gây ảnh hưởng xấu
tới con người và hệ sinh thái xung quanh khu vực khai thác, đặc biệt là
môi trường đất. Nước ta vẫn là một nước nông nghiệp, việc môi trường đất bị

ô nhiễm sẽ gây hậu quả nghiêm trọng đối với con người và hệ sinh thái, đất
đai cằn cỗi không thể canh tác. Các hoạt động khai thác than, quặng, phi
quặng và vật liệu xây dựng, như: tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi
khoáng sản, đổ thải, thoát nước mỏ… đã làm phá vỡ cân bằng điều kiện
sinh thái được hình thành từ hàng chục triệu năm, gây ô nhiễm nặng nề
đối với môi trường đất, làm giảm hoặc mất các tính chất lý hóa của đất và
ngày càng trở thành vấn đề cấp bách cần giải quyết.
Thái Nguyên là một tỉnh trung du bắc bộ và là một tỉnh có tiềm
năng về khoáng sản. Tình hình khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên
trong những năm qua cho thấy, số lượng mỏ khoáng sản và sản lượng
được đưa vào khai thác ngày càng tăng. Tuy nhiên đây cũng là một trong
những ngành chiếm dụng diện tích đất sử dụng lớn. Vì vậy ô nhiễm đất là
2
không thể tránh khỏi và có những khu vực đã bị ô nhiễm nghiêm trọng
không còn khả năng canh tác. Một số nguyên tố vi lượng và siêu vi lượng
có tính độc hại tích luỹ trong nông sản phẩm, từ đó gây tác hại nghiêm
trọng đối với động, thực vật và con người. Qua đó vấn đề cần quan tâm
nhất trong hoạt động khai thác khoáng sản là những giải pháp khắc phục,
đặc biệt là các giải pháp hiệu quả để khắc phục diện tích đất sau khai thác.
Hiện nay, có rất nhiều phương pháp được sử dụng để xử lý kim loại
nặng trong đất như các phương pháp lý, hóa, cơ học,… nhưng thường cho
hiệu quả thấp mà giá thành lại cao, tốn nhiều công sức. Chính vì vậy, mà một
biện pháp được tìm ra để khắc phục các nhược điểm trên đó là biện pháp sinh
học - sử dụng thực vật để xử lý kim loại nặng. Các loại thực vật thường được
sử dụng như cây thơm ổi, cỏ vetiver, lau, rau muống, cải xoong, ,chúng đều
có khả năng hấp thụ các kim loại năng như Zn, Cd, Pb, As,… và đều cho kết
quả khả quan. Nhiều nghiên cứu cho thấy, sậy cũng là một trong những loài
thực vật có khả năng hấp thụ cao các kim loại nặng. Chính vì vậy sậy là một
biện loài thực vật hứa hẹn nhiều triển vọng trong tương lai.
Và để tìm hiểu vấn đề trên, trong khuôn khổ một đề tài tốt nghiệp, được sự

đồng ý của Ban chủ nhiệm khoa Môi Trường, dưới sự hướng dẫn của thầy giáo
Th.S. Trương Thành Nam, em tiến hành thực hiện nghiên cứu đề tài: “Nghiên
cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy (Phragmites australis) để
xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại mỏ thiếc Hà
Thượng - huyện Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên”.
1.2 Mục tiêu nghiên cứu
Thực hiện đề tài này để đánh giá khả năng xử lý đất ô nhiễm kim loại
nặng của cây sậy tại đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản
nhằm cải tạo và phục hồi đất bị thoái hóa, ô nhiễm sau khai thác giúp tăng
diện tích đất có chất lượng tốt cho sản xuất nông lâm nghiệp.
1.3. Mục đích nghiên cứu
- Xác định khả năng sinh trưởng, phát triển của cây sậy trên đất sau
khai thác khoáng sản tại khu vực bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng - huyện
Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên.
3
- Xác định khả năng hấp thụ kim loại nặng trong thân, lá và rễ của cây
sậy trên đất sau khai thác khoáng sản tại khu vực bãi thải mỏ thiếc Hà
Thượng - huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên.
- Xác định khả năng xử lý kim loại nặng trong đất của cây sậy trên
đất sau khai thác khoáng sản tại khu vực bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng -
huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên.
1.4. Yêu cầu của đề tài
- Các chỉ tiêu theo dõi về khả năng sinh trưởng, phát triển của cây sậy
trong đề tài phải được định lượng rõ ràng.
- Số liệu phân tích, xử lý về hàm lượng kim loại nặng trong mẫu đất,
mẫu cây trong quá trình nghiên cứu phải chính xác, có độ tin cậy cao.
1.5. Ý nghĩa của đề tài
1.5.1. Ý nghĩa trong học tập và nghiên cứu khoa học
- Nghiên cứu sẽ làm sáng tỏ khả năng sinh trưởng, phát triển và hấp thụ
KLN của cây sậy được nghiên cứu. Trên cơ sở đó đánh giá hiệu quả cải tạo

môi trường đất dưới khả năng hấp thụ KLN của loài thực vật được nghiên
cứu. Đồng thời kết quả làm cơ sở cho việc nghiên cứu và phát triển công nghệ
thực vật xử lí ô nhiễm - công nghệ đang được đánh giá rất cao ở các nước
phát triển.
- Vận dụng và phát huy được các kiến thức đã học tập và nghiên cứu.
1.5.2. Ý nghĩa thực tiễn
- Áp dụng để xử lý đất ô nhiễm KLN để phục hồi lại tính chất đất tại
các khu vực sau khi kết thúc khai thác khoáng sản.
- Tận dụng lại được diện tích đất để trồng trọt và dùng vào các mục
đích khác nhau.
- Đưa ra hướng sử dụng cây sậy trong xử lý KLN trong đất.
4
Phần 2
TỔNG QUAN TÀI LIỆU

2.1. Cơ sở khoa học của đề tài
2.1.1. Một số khái niệm và thuật ngữ liên quan
Thuật ngữ “Kim loại nặng” được từ điển hóa học định nghĩa là các kim
loại có tỷ trọng lớn hơn 4 hoặc 5. Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “Kim
loại nặng” chủ yếu dùng để chỉ các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề
môi trường bao gồm: As, Cd, Cu, Zn, Pb, Hg, Ni, Mn, Cr, Fe. (Nguyễn Thị
Thanh, 2002) [18].
Ô nhiễm KLN trong đất xảy ra khi đất bị nhiễm các KLN (hàm lượng
vượt quá giới hạn thông thường) do các hoạt động chủ động của con người
như khai thác khoáng sản, sản xuất công nghiệp, sử dụng phân bón hóa học
hoặc thuốc trừ sâu quá nhiều, hoặc do bị rò rỉ từ các thùng chứa ngầm.
Ô nhiễm KLN trong đất: Có một số hợp chất KLN bị thụ động và đọng
lại trong đất, song có một số hợp chất có thể hoà tan dưới tác động của nhiều
yếu tố khác nhau, nhất là do độ chua của đất, của nước mưa. Điều này tạo
điều kiện để các KLN có thể phát tán rộng vào nguồn nước ngầm, nước mặt

và gây ô nhiễm đất. (Huỳnh Trường Giang, 2008) [5].
Trong những năm gần đây, ô nhiễm KLN đã thu hút sự quan tâm của
các nhà khoa học vì tính chất bền vững của chúng. Độc tính của KLN đối với
sinh vật liên quan đến cơ chế oxy hóa và độc tính gen. Tác hại của KLN đối
với động vật và con người là làm tổn hại hoặc giảm chức năng của hệ thần
kinh trung ương, giảm năng lượng sinh học, tổn hại đến cấu trúc của máu,
phổi, thận, gan, và các cơ quan khác. Hơn nữa KLN còn làm tăng các tương
tác dị ứng và gây nên đột biến gen, cạnh tranh với các kim loại cần thiết trong
cơ thể ở các vị trí liên kết sinh hóa và phản ứng như các kháng sinh giới hạn
rộng chống lại cả vi khuẩn có lợi và có hại.
2.1.2. Tính độc và tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm của một số kim
loại nặng
2.1.2.1 Tính độc của một số loại kim loại nặng
a. Tính độc của Arsenic (As)
- Đối với cây trồng: Arsenic được nhiều người biết đến do tính độc
của một số hợp chất có trong nó. As khác hẳn với một số kim loại nặng
5
bình thường vì đa số các hợp chất As hữu cơ ít độc hơn các As vô cơ.
Lượng As trong các cây có thể ăn được thường rất ít. Sự có mặt của As
trong đất ảnh hưởng đến sự thay đổi pH, khi độc tố As tăng lên khiến đất
trồng trở nên chua hơn, nồng độ pH < 5 khi có sự kết hợp giữa các loại
nguyên tố khác nhau như Fe, Al.
- Đối với con người: Khi lượng độc tố As vượt quá ngưỡng, nhất là
trong thực vật, rau cải thì sẽ ảnh hưởng đến sức khoẻ con người, nhiều hơn sẽ
gây ngộ độc. Nhiễm độc As trong thời gian dài làm tăng nguy cơ gây ung thư
bàng quang, thận, gan và phổi.
b. Tính độc của Kẽm (Zn)
- Đối với cây trồng: Sự dư thừa Zn cũng gây độc đối với cây trồng khi
Zn tích tụ trong đất quá cao. Sự tích tụ Zn trong cây quả nhiều cũng gây một
số mối liên hệ đến mức dư lượng Zn trong cơ thể người và góp phần phát

triển thêm sự tích tụ Zn trong môi trường mà đặc biệt là môi trường đất.
- Đối với con người: Zn là dinh dưỡng thiết yếu và nó sẽ gây ra các
chứng bệnh nếu thiếu hụt cũng như dư thừa. Trong cơ thể con người, Zn
thường tích tụ chủ yếu là trong gan, là bộ phận tích tụ chính của các nguyên
tố vi lượng trong cơ thể, khoảng 2g Zn được thận lọc mỗi ngày. Trong máu,
2/3 Zn được kết nối với Albumin và hầu hết các phần còn lại được tạo phức
chất với λ - macroglobin.
c. Tính độc của Chì (Pb)
Hàm lượng chì trong vỏ trái đất là 10-20mg/kg, trong nước biển là
0,03g/m
3
. Hàm lượng chì có trong các đá khoảng vài mg/kg, trong đất chì dao
động từ vài miligam đến 200 mg /kg. Chì được coi là nguyên tố độc đối với
hầu hết các sinh vật. Sự có mặt của chì làm giảm hoạt động của vi sinh vật
đất, gây rối loạn quá trình tuần hoàn nitơ (Lê Văn Khoa, 2004) [9].
Là nguyên tố KLN có khả năng linh động kém có thời gian bán hủy
trong đất từ 800-6000 năm. Theo thống kê của nhiều tác giả hàm lượng chì
trong đất trung bình từ 15-25 ppm. Trong môi trường trung tính hoặc kiềm,
Pb tạo thành PbCO
3
hoặc Pb
3
(PO4)
2
ít làm ảnh hưởng đến cây trồng. Chì bị
hấp phụ trao đổi chiếm tỉ lệ nhỏ (<5%) hàm lượng Pb có trong đất. Trong đất
6
chì có độc tính cao, hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền
vững dưới dạng phức hệ với các chất hữu cơ (Lê Văn Khoa, 2004) [9]
d. Tính độc của Cadmium (Cd)

- Đối với cây trồng: Trong các cây, Cd tập trung cao trong các rễ cây
hơn các bộ phận khác ở các loài yến mạch, đậu nành, cỏ, hạt bắp, cà chua,
nhưng các loài này sẽ không phát triển được khi tích luỹ Cd ở rễ cây. Sự tập
trung Cd trong mô thực vật có thể gây ra thông tin sai lệch của quần thể.
- Đối với con người: nguy hại chính đối với sức khoẻ con người từ Cd
là sự tích tụ mãn tính của nó ở trong thận. Thức ăn là con đường chính mà Cd
đi vào cơ thể, nhưng việc hút thuốc lá cũng là nguồn ô nhiễm kim loại nặng,
những người hút thuốc lá có thể thấm vào cơ thể lượng Cd dư thừa từ 20 - 35
µgCd/ngày. Khi xâm nhập vào cơ thể Cd sẽ phá huỷ thận. Ngoài ra, tỷ lệ ung
thư tiền liệt tuyến và ung thư phổi cũng khá lớn ở nhóm người thường xuyên
tiếp xúc với chất độc này.
2.1.2.2. Các tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm KLN trong đất
Tùy theo từng mục đích sử dụng đất, từng điều kiện kinh tế xã hội, các
quốc gia khác nhau đưa ra các tiêu chuẩn để xác định mức độ ô nhiễm KLN
trong đất khác nhau.
Ở Úc và New Zealand, giới hạn cho phép KLN trong đất được quy định
ở bảng 2.1 dưới đây.
Bảng 2.1. Giới hạn ô nhiễm đất ở Úc và New Zealand
Nguyên tố Ngưỡng mg/kg
As 20
Cd 3
Cu 60
Pb 300
Mn 500
Hg 1
(Nguồn ANZ (1992) VVM) [21]
Nhiều nước còn đưa ra quy định giới hạn KLN đối với đất dùng cho
mục đích nông nghiệp. Mục tiêu của giới hạn này là bảo vệ tính năng sản xuất
của đất, môi trường và sức khỏe con người. Tuy nhiên nồng độ KLN tối đa
trong đất cũng được các nước phát triển quy định khác nhau (bảng 2.2).

7
Bảng 2.2. Hàm lượng KLN tối đa cho phép đối với đất nông nghiệp
ở các nước phát triển (ppm)
Nguyên tố

Áo Canada Ba Lan
Nhật
Bản
Anh Đức
Cu 100 100 100 125 100 50(200)

Zn 300 400 300 250 300 300
Pb 100 200 100 400 20(100) 500
Cd 5 8 3 - 1 2
Hg 5 0,3 5 - 2 10
(Nguồn ANZ (1992) VVM) [21]
Như vậy nguồn gốc ô nhiễm KLN trong đất cũng như mức độ độc hại
của KLN đối với con người và hệ sinh thái rất phức tạp, vì vậy tiêu chí đánh
giá ô nhiễm KLN trong đất cũng rất khác nhau. Ở Việt Nam, dựa vào mục
đích sử dụng đất, Tiêu chuẩn cho phép đối với từng kim loại được quy định
khác nhau (bảng 2.3). Trong đó, đối với mục đích sử dụng đất nông nghiệp
giới hạn KLN cho phép là thấp nhất.
Bảng 2.3. Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng một số KLN trong đất
Đơn vị (mg/kg)
Nguyên
tố

Đất sử
dụng cho
MĐ lâm

nghiệp
Đất sử dụng
cho MĐ dân
sinh vui chơi

Đất sử dụng
cho MĐ
Thương mại
và dịch vụ
Đất sử
dụng cho
MĐ Nông
nghiệp
Đất sử
dụng cho
MĐ Công
nghiệp
As
Cd
Cu
Pb
Zn
12
5
70
120
200
12
2
70

100
200
12
5
70
120
200
12
2
50
70
200
12
10
100
300
300
Nguồn: TCVN 7209 - 2002 (Lê Đức và cs, 2000) [2]
2.1.3. Văn bản pháp luật liên quan
- Luật Bảo vệ môi trường 2005 được Quốc hội nước Cộng hòa xã hội chủ
nghĩa Việt Nam khóa XI, kỳ họp thứ 8 thông qua ngày 29 tháng 11 năm 2005.
- Nghị định số 80/2006/NĐ- CP ngày 09 tháng 08 năm 2006 của Chính
phủ quy định chi tiết và hướng dẫn thi hành một sô điều của Luật Bảo vệ môi
trường 2005.
8
- Nghị định số 21/2008/NĐ- CP ngày 28 tháng 02 năm 2008 của Chính
phủ sửa đổi bổ sung một số điều của Nghị định số 80/2006/NĐ- CP ngày 09
tháng 08 năm 2006 của Chính phủ về việc quy định chi tiết và hướng dẫn thi
hành một số điều của Luật Bảo vệ môi trường 2005.
- QCVN 03: 2008/BTNMT quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn

cho phép của KLN trong đất.
2.2. Cơ sở thực tiễn
2.2.1. Tình hình nghiên cứu về thực vật xử lý kim loại nặng trong đất trên
Thế Giới

Theo đánh giá chung cho đến nay các nghiên cứu về thực vật xử lý
kim loại đã được hình thành và sử dụng khá phổ biến như một công nghệ
môi trường mới đem lại hiệu quả cao. Cụ thể ở một số nước như sau:

- Châu Âu:
Đã có rất nhiều đề tài nghiên cứu cơ bản và ứng dụng công nghệ này
như một công nghệ mang tính chất thương mại. Năm 1998, Cục môi trường
Châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả kinh tế của các phương pháp xử lý KLN
trong đất bằng phương pháp truyền thống và phương pháp sử dụng thực vật
tại 1.400.000 vị trí bị ô nhiễm ở Tây Âu, kết quả cho thấy chi phí trung bình
của phương pháp truyền thống trên 1 hecta đất từ 0,27 đến 1,6 triệu USD,
trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn 10 đến 1000 lần.
Bảng 2.4. Một số loài thực vật cho sinh khối nhanh có thể sử dụng
để xử lý kim loại nặng trong đất
Tên loài Khả năng xử lý Tác giả và năm công bố
Salix KLN trong đất, nước Greger và Landberg, 1999
Populus
Ni trong đất, nước và
nước ngầm
Punshon và Adriano, 2003
Brassica napus, B.
Juncea, B. Nigra
Chất phóng xạ, KLN,
Se trong đất
Brown, 1996 và Banuelos et al,

1997
Cannabis sativa
Chất phóng xạ, Cd
trong đất
Ostwald, 2000
Helianthus Pb, Cd trong đất EPA, 2000 và Elkatib et al., 2001
(Nguồn: Barcelo’ J., and Poschenrieder C., 2003) [22]
9

- Ở Mỹ:


Các nhà khoa học thuộc đại học Purdue, West Lafayett đã tập trung
nghiên cứu và tìm ra những loài thực vật có khả năng thẩm thấu và lưu giữ
một số lượng lớn KLN trong thân. Họ đã nghiên cứu hơn 20 loài thực vật
hoang dại có họ với cây cải bắp. Dựa trên số lượng thực vật đó, họ lựa con ra
một số loại cải xoong có tên khoa học là Thlaspi cearulescens. Loài cải xoong
này rất dễ trồng và mọc được ngay trong phòng thí nghiệm. Hơn thế nữa
chúng được xếp vào những thực vật dòng hyperaccumulators. Nickel, kẽm và
cadmium là những “món ăn ưa thích” của chúng.

- Ở Anh:

Các nhà khoa học đứng đầu là Chaney đã tiếp cận các hướng nghiên
cứu về nhập nội và nhân giống các loài có khả năng siêu hấp thụ KLN bằng
các bước cơ bản như: Chọn các loài thực vật, thu thập hạt hoang dại và thử
nghiệm khả năng xử lý môi trường, nhân giống, cải tiến điều kiện trồng và
tiến hành áp dụng đại trà. Hiệu quả của hệ thống này đã được công bố trong
việc xử lý Co và Ni.
- Tại Úc:

Nghiên cứu ứng dụng kỹ thuật di truyền để phát triển các loài thực vật
cho sinh khối nhanh và cải tiến khả năng hấp thụ, chuyển hóa và chống chịu
tốt với các điều kiện môi trường. Thực hiện chương trình nghiên cứu này gồm
hai dự án đối với thực vật chuyển gen. Dự án thứ nhất là chuyển gen có khả
năng siêu hấp thụ kim loại ở cây Thlaspi cearulescens vào cây thuốc lá và cây
mù tạc là những loại cây cho sinh khối nhanh. Dự án thứ hai tập trung cải tiến
khả năng chống chịu và hấp thụ kim loại nặng. Đến nay kết quả nghiên cứu
thành công nhất là sử dụng gen merA9 của vi khuẩn chuyển vào cây
Arabidopsi để xử lý Hg.
- Bồ Đào Nha:
Năm 2004, Freitas và cs đã đưa ra danh sách các loài thực vật thuộc 45
họ được xem là các loài chống chịu và có khả năng sống trên các khu đất có
nồng độ cao của các kim loại độc ở.
- Trung Quốc:
Các nhà khoa học cho biết P. vittata. L. phân bố rộng ở Trung Quốc có
thể phát triển ở cả những vùng bị ô nhiễm KLN và sống trên các bức tường k
10
có đất. Tại các khu khai thác khoáng sản, Pteris vittata có thể sinh trưởng và
phát triển trên những bãi quặng chứa As tới 23.000 mg/kg, có khả năng tích tụ
As cao trong cây. Khảo sát vùng đất ô nhiễm gần mỏ Asen của tỉnh Hồ Nam
đã xác định khả năng hấp thụ As của dương xỉ để sử dụng trong xử lý đất bị ô
nhiễm As.
2.2.2. Các nghiên cứu về thực vật xử lý kim loại nặng trong đất tại Việt Nam

Kết quả nghiên cứu trong nhiều năm cho thấy vấn đề ô nhiễm kim loại
nặng đã và đang xảy ra, nguy cơ con người phải đối mặt với loại ô nhiễm này
đã rõ. Một số loài thực vật đóng vai trò tích cực trong xử lý đã được biết đến.
Ở Việt Nam có thể bắt gặp 26 loài thực vật siêu tích tụ kim loại. Khoảng 10
năm trở lại đây, các nhà khoa học đã chú trọng tìm hiểu nghiên cứu về ô

nhiễm kim loại nặng và ảnh hưởng của chúng đối với thực vật và động vật.
(Nguyễn Thế Đặng, 2010) [1].
Nghiên cứu khả năng hấp thụ Pb của rau muống và bèo tây. Lượng
kim loại nặng xâm nhập vào cây rau phụ thuộc vào rất nhiều yếu tố, trong đó
phải kể đến tính chất của nền đất, bản chất hóa học của kim loại và bản chất
sinh học của cây. (Lê Đức và cs, 2000) [2].
Khả năng loại bỏ Cd ra khỏi đất của cỏ vetiver với các nồng độ khác
nhau (10: 20: 30: 40 ppm). Kết quả cho thấy 100% cỏ sống sót và phát triển
tốt ở các nồng độ. Hàm lượng Cd tích lũy trong rễ nhiều hơn trong thân và lá.
Hơn nữa hiệu quả loại bỏ Cd ra khỏi đất tỷ lệ thuận với thời gian xử lý và
nồng độ Cd có trong đất. (Võ Văn Minh, 2009) [13].
Một số tác giả cũng đề xuất biện pháp làm sạch ô nhiễm KLN trong đất
bằng cách sử dụng một số cây có khả năng tích tụ các kim loại độc hại ở mức
cao như cúc su si, ngũ gia bì, (Trần Kông Tấu và cs, 2005) [17], cây cải
xoong có thể xử lý được Cr và Ni từ nước thải mạ điện, rong đuôi chó và bèo
tấm lại có khả năng giảm thiểu được Pb, Zn, Fe và Cu có trong Hồ bảy mẫu,
Hà Nội. Cây ổi thơm và dưa leo (Herterostrema villosum) có khả năng hấp
thụ Pb và Cd rất cao, cây dương xỉ có thể làm sạch nước bị ô nhiễm As,
(Nguyễn Thế Đặng, 2010) [1].
11
Mô hình xử lý đất nhiễm As tại Hà Thượng bằng cây dương xỉ (Pteris
vittata và Pityrogramma calomelano) và Mô hình xử lý đất nhiễm Pb và Zn tại
Làng Hích sử dụng 3 loài thực vật là: Dương xỉ Pteris vittata, cỏ Vetiver và cỏ
Mần Trầu của Đặng Đình Kim và các cộng sự Viện Công nghệ môi truờng
cho kết quả rất khả quan: Tại Hà Thượng sau 2,5 năm tiến hành xử lý ô nhiễm
hàm lượng As còn lại trong đất chỉ bằng 14,5 % so với ban đầu còn ở Làng
Hích cũng sau thời gian 2,5 năm thực nghiệm, hàm lượng Pb và Zn còn lại là
399,11 và 780,49 ppm (tương ứng với 11,5 %và 24,46 %) giảm đi đáng kể so
với ban đầu. (Nguyễn Ngọc Nông, 2007) [15].
Bảng 2.5. Số liệu phân tích hàm lượng Pb và Zn ở mô hình

xử lý Làng Hích
Kim loại
nặng
Đất ban
đầu
(ppm)
Sau 15
tháng
(ppm)
Kết thúc
(ppm)
QCVN
03:2008/BTNMT

(ppm)
Pb
3470 1366,57 399,11 70
Zn
3191 2012,66 780,49 100
(Nguồn: Nguyễn Ngọc Nông, 2007) [15]
2.2.3. Nguồn gốc gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất
2.2.3.1 Nguồn tự nhiên
- Do quá trình phong hóa
Nguồn từ quá trình phong hoá đá: Nguồn này phụ thuộc nhiều vào đá
mẹ nhưng hàm lượng các KLN trong đá thường rất thấp, vì vậy nếu không có
các quá trình tích lũy do xói mòn, rửa trôi… thì đất tự nhiên ít có khả năng có
hàm lượng KLN cao (Lê Văn Khoa và tgk, 2000) [10]
Trong các khoáng vật hình thành nên đất luôn chứa một hàm lượng
nhất định các kim loại nặng (Pb, Cd, As, Zn,…), trong điều kiện bình thường
chúng là những nguyên tố trung lượng và vi lượng không thể thiếu cho cây

trồng và sinh vật đất, tuy nhiên trong một số điều kiện đặc biệt chúng vượt
giới hạn nhất định và trở thành chất ô nhiễm.
12
Bảng 2.6. Hàm lượng trung bình một số KLN trong đá và đất (ppm)
Nguyên
tố
Đá bazo
(Ba selt)

Đá Axit
(Granite)

Đá
trầm
tích
Vỏ
phong
hóa
Dao động
trong đất
Trung
bình
trong đất
As 1,5 1,5 7,7 1,5 0,1-40 6
Bi 0,031 0,065 0,4 0,048 0,1-0,4 0,2
Cd 0,13 0,09 0,17 0,11 0,01-2 0,35
Hg 0,012 0,08 0,19 0,05 0,01-0,5 0,06
In 0,058 0,04 0,044 0,049 0,2-0,5 0,2
Pb 3 24 19 14 2-300 19
Sb 0,2 0,2 1,2 0,2 0,2-10 1

Se 0,05 0,05 0,42 0,05 0,01-1,2 0,4
Te - - <0,1 0,005 - -
Ti 0,08 1,1 0,95 0,6 0,1-0,8 0,2
(Nguồn: Fergusson, 1991) [25]
Từ bảng 2.6 nhận thấy hàm lượng Pb dao động trong đất có thể lên đến
300ppm, As lên đến 40ppm, Cd dao động lên đến 2ppm, cao hơn QCCP
nhiều lần.
- Quá trình lắng đọng khí quyển:
Trong khí quyển, các KLN tồn tại ở dạng sol khí có kích thước khác
nhau, trung bình trong khói thải ô tô từ 0,01-100 µm, ở tro nguyên liệu, bụi
luyện kim có kích thước từ 1-100 µm , chúng được khuếch tán theo các hướng
với nồng độ khác nhau nhiều hay ít phụ thuộc vào hướng gió.
Các yếu tố quyết định dạng và số lượng sự xâm nhập của KLN qua đường
khí quyển và số phận của chúng trong đất: cỡ hạt, độ hòa tan, khoảng cách từ
nguồn phát đến nơi tiếp nhận, độ axit của nước mưa.
13
Bảng 2.7. Hàm lượng kim loại nặng trong nước mưa ở một số nơi.
Đơn vị:
µ
g/lít
Địa điểm
Một số kim loại nặng
Pb Cd Cu Zn
Đông bắc Scotlen 0,6-29 0,1-1,52 0,2-13 2,5-95
Miền nam New Jerey 4-118 <0,1-5,1 <1-1,6 -
Miền bắc Đức 11-14 0,19-0,35 2,3-2,5 320
Miền nam Thụy Điển 7,9-8,5 0,13-0,16 1,3-1,5 25-37
(Nguồn: Fergusson, 1991) [25]
Hàm lượng KLN trong đất được tích lũy ngoài quá trình phong hóa tại
chỗ của các khoáng vật và đá mẹ, còn do các hoạt động sản xuất của con người

mang lại, mà đây là nguyên nhân chủ yếu. Vì vậy, năm 1995 Ellis và A.Mellor
đã tiến hành nghiên cứu sự phát thải toàn cầu của một số KLN do tự nhiên và do
nhân tạo. (Bảng 2.8)
Bảng 2.8. Sự phát thải toàn cầu của một số nguyên tố kim loại nặng.
Đơn vị: 10
8
g/năm.
Nguyên tố Tự nhiên Nhân tạo
As 9,8 380
Cd 28 780
Pb 59 20000
Mn 6,100 3200
Zn 360 8400
(Nguồn: Ellis & a.Mellor, 1995) [23]
Từ bảng ta có thể nhận thấy ô nhiễm KLN từ nguồn nhân tạo là rất cao.
Cụ thể với Pb: nguồn nhân tạo phát thải là 20000x10
8
(g/năm), gấp 338,98 lần
nguồn tự nhiên
2.2.3.2. Nguồn nhân tạo
a. Nguồn ô nhiễm KLN trong đất do các hoạt động công nghiệp
Tác động của quá trình công nghiệp và đô thị đến môi trường đất xảy ra
rất mạnh từ cuộc cách mạng công nghiệp ở thế kỷ 18 - 19, đặc biệt là trong
những thập niên gần đây. Các chất thải công nghiệp ngày càng nhiều và có
độc tính ngày càng cao, nhiều loại rất khó bị phân huỷ sinh học, đặc biệt là
14
các KLN. Các KLN có thể tích lũy trong đất trong thời gian dài gây ra nguy
cơ tiềm tàng cho môi trường.
Các nguyên tố KLN như: Cu, Pb, Zn… thường chứa trong phế thải của
ngành luyện kim màu, sản xuất ôtô. Khi nước thải chứa 10mg Pb/l gây ra ô

nhiễm rất nghiêm trọng. Chất thải rắn từ các nhà mấy sản xuất bình ắc qui xe hơi
chứa nhiều hàm lượng Pb. Bụi Pb được phân tán và sa lắng vào đất từ quá trình
sử dụng nhiên liệu có chứa chì, từ hoạt động giao thông vận tải gây ô nhiễm chì
trong đất. Tính di động gây độc của các KLN còn phụ thuộc vào nhiều yếu tố
như: sự thay đổi điện thế oxy hóa khử, pH, số lượng muối và các phức chất… có
khả năng hòa tan những KLN đó ở trong đất.
Kết quả điều tra môi trường đất của 53 đô thị ở nước Anh cho thấy hầu
hết đất có hàm lượng chì tổng số vượt trên 200ppm, ở nhiều vùng công
nghiệp đã vượt quá 500ppm.
Các hoạt động khai mỏ thải ra một lượng lớn các KLN vào dòng nước và
góp phần gây ô nhiễm cho đất. Môi trường đất tại các mỏ khai thác vàng mới khai
trường thường có độ kiềm cao (pH: 8-9), ngược lại các mỏ khai thác vàng cũ,
thường có độ axit mạnh (pH: 2,5-3,5); dinh dưỡng đất thấp và hàm lượng kim loại
nặng rất cao. Chất thải ở đây thường là nguồn gây ô nhiễm môi trường, cả phần
trên bề mặt và dưới đất sâu. Ở Úc, chất thải từ các mỏ vàng chứa hàm lượng KLN
vượt tiêu chuẩn cho phép rất nhiều lần. (thể hiện bảng 2.9)
Bảng 2.9. Hàm lượng KLN trong chất thải của một số mỏ vàng
điển hình tại Úc
KLN Hàm lượng KLN tổng số (mg/kg)
As 1120
Cr 55
Cu 156
Mg 2000
Pb 353
St 335
Zn 283
(Nguồn: AZN,1992) [21]
15
Ở Việt Nam, hàm lượng KLN trong đất xung quanh vùng khai thác
khoáng sản luôn vượt quá quy chuẩn cho phép. Tại Làng Hích (Tân Long,

Đồng Hỷ), hàm lượng Cd, Pb và Zn trong đất đều cao hơn các điểm khác.
Đặc biệt, hàm lượng Pb trong các mẫu TL2, TL5 và TL7 đã vượt quy chuẩn
cho phép là 108,5; 45,1 và 51,3 lần, tương ứng.
- Theo kết quả nghiên cứu của tác giả Nguyễn Ngọc Nông (2007) cho
thấy rằng hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn và Thái
Nguyên ngày càng lớn đối với vùng đất gần đô thị, khu công nghiệp và khu
dân cư tập trung. Tuy hàm lượng các nguyên tố chưa vượt quá TCCP nhưng
hàm lượng Cd, Pb, As khá cao trong vài loại đất ở vùng thành phố Thái
Nguyên đang là sự cảnh báo về môi trường.
Bảng 2.10: hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn
và Thái Nguyên
Nguyên tố Bắc Kạn Thái Nguyên
Cd 0,46 - 1,05 0,78 - 1,59
Pb 1,87 - 3,12 1,25 - 2,98
As 1,25 - 2,98 1,88 - 5,12
(Nguồn: Nguyễn Ngọc Nông, 2007) [15]
Các chất thải công nghiệp ngày càng nhiều và có độc tính ngày càng
cao, nhiều loại rất khó bị phân huỷ sinh học, đặc biệt là các KLN. Các KLN
có thể tích luỹ trong đất trong thời gian dài gây ra nguy cơ tiềm tàng cho môi
trường (Lê Văn Khoa và cs, 2010) [11]
Các chất thải có khả năng gây ô nhiễm KLN trong đất ở mức độ lớn như
chất thải công nghiệp tẩy rửa, công nghiệp phân bón, thuốc bảo vệ thực vật,
thuốc nhuộm, màu vẽ, thuộc da, pin, khoáng chất, (Văn Khang, 2000) [12]
b. Ô nhiễm KLN do hoạt động nông nghiệp
Quá trình sản xuất nông nghiệp đã làm tăng đáng kể các KLN trong
đất. Các loại thuốc bảo vệ thực vật thường chứa As, Hg, Cu, trong khi các
loại phân bón hoá học lại chứa các nguyên tố Cd, Pd, As.
16
Bảng 2.11. Hàm lượng các KLN trong nguồn phân bón nông nghiệp
Đơn vị:

(ppm)
Kim
loại
Phân
Photpho

Phân
Nitơ
Đá vôi
Bùn c
ống
thải
Phân
chuồng
Nước
tưới
TBVTV

As
<1-1200 2-120 0,1-24 2-30 <1-25 <10 3-30
Bi
- - - <1-100 - - -
Cd
0,1-190 <0,1-9 <0,05-0,1

2-3000 <0,01-0,8

<0,05 -
Hg
0,01-2 0,3-3 - <1-56 <0,01-0,2

- 0,6-6
Pb
4-1000 2-120 20-1250

2-7000 0,4-16 <20 11-26
Sb
<1-10 - - 2-44 <0,1-0,5 - -
Se
0,5-25 - <0,1 1-17 0,2-2,4 <0,05 -
Te
20-23 - - - 0,2 - -
(Nguồn: Lê Văn Khoa, 2004) [9]
Cadmium có trong nhiều nguyên liệu dùng để sản xuất phân lân và
vôi. Hàm lượng Cu, Zn, Pb, trong các loại phân hoá học (urre, Ca(HCO
3
)
2
,
Sufat-Fe, Cu ) và khối lượng KLN nhiễm vào đất theo đường phân bón là
rất lớn. Có nhiều loại thuốc diệt nấm, trừ sâu gây hại cho mùa màng là các
muối của KLN. Ví dụ như: HgCl
2
và các hợp chất thuỷ ngân hữu cơ là
thuốc diệt sinh vật gây hại như sên cạn. Trong quá trình sử dụng chắc chắn
Hg sẽ xâm nhập vào chuỗi thức ăn, gây hiện tượng phóng đại sinh học. Khi
đó tác động tới không chỉ động thực vật mà ngay cả sức khoẻ con người
chúng ta. (Lê Văn Khoa, 2004) [9].
2.2.4. Một số phương pháp xử lý ô nhiễm đất truyền thống
2.2.4.1. Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig anh Haul)

Đào và chuyển chỗ là phương pháp xử lý chuyển chỗ (ex-situ) đất
nhằm di chuyển các chất độc hại đến một nơi khác an toàn hơn.
Với phương pháp này, các chất ô nhiễm không được loại bỏ khỏi đất ô
nhiễm mà đơm giản chỉ là đào lên và chuyển đất ô nhiễm đi chỗ khác với hy
vọng là không bị ô nhiễm ở những nơi cần thiết.
2.2.4.2. Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification)
Cố định hoặc cô đặc chất ô nhiễm có thể là phương pháp xử lý tại chỗ
hoặc chuyển chỗ. Phương pháp này liên quan đến hỗn hợp các chất đặc trưng