Nghiên cứu ảnh hưởng của môi trường khử đến sự giải phóng một số kim loại nặng (cu, pb, zn) trong mẫu đất lúa xã đại áng, thanh trì, hà nội

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

---------------------------------------

Ket-noi.com
Phạm Vy Anh

NGHIÊN CỨU ẢNH HƯỞNG CỦA MÔI TRƯỜNG KHỬ ĐẾN SỰ GIẢI PHÓNG
MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG (Cu, Pb, Zn) TRONG MẪU ĐẤT LÚA XÃ ĐẠI ÁNG,
THANH TRÌ, HÀ NỘI

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội, 2015


ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
---------------------------------------

Phạm Vy Anh

NGHIÊN CỨU ẢNH HƯỞNG CỦA MÔI TRƯỜNG KHỬ ĐẾN SỰ GIẢI PHÓNG
MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG (Cu, Pb, Zn) TRONG MẪU ĐẤT LÚA XÃ ĐẠI ÁNG,
THANH TRÌ, HÀ NỘI

Chuyên ngành: Khoa học môi trường
Mã số: 60440301

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: PGS.TS. Nguyễn Ngọc Minh

Hà Nội, 2015


DANH MỤC HÌNH
Hình 1. Sơ đồ chuyển hoá của KLN trong môi trường đất (Hodgson, 1963)...................... 8
Hình 2. Các loại động thái giải phóng theo thời gian khác nhau của kim loại ................... 18
Hình 3. Khoảng Eh-pH thường gặp trong môi trờng bề mặt đất (Krauskott, 1967) ........... 23
Hình 4. Điều kiện thế oxi hóa-khử cực hạn đối với sự biến đổi các cặp redox .................. 25
Hình 5. Ảnh hưởng của Eh-pH tới độ bền khoáng sắt (Krauskoft, 1967) .......................... 26
Hình 6. Dạng tồn tại của Pb trong mối tương quan với pH-Eh (25oC, 0,98 atm)............... 29
Hình 7. Dạng tồn tại của Cu trong mối tương quan với pH-Eh (25oC, 0,98 atm) .............. 30
Hình 8. Dạng tồn tại của Zn trong mối tương quan với pH-Eh (25oC, 0,98 atm) .............. 31
Hình 9. Bản đồ vị trí lấy mẫu........................................................................................... 35
Hình 10. Nhiễu xạ đồ X-ray của mẫu đất nghiên cứu. ...................................................... 41
Hình 11. Kết quả chiết các dạng KLN của mẫu đất: (a) ĐA 1; (b) ĐA 2; (c) ĐA 3........... 44
Hình 12. Sự thay đổi của Eh-pH theo thời gian ................................................................ 47
Hình 13. Sự thay đổi nồng độ Fe(II) và Mn(II) hòa tan theo thời gian .............................. 50
Hình 14. Sự thay đổi nồng độ KLN (Cu, Pb và Zn) theo thời gian ................................... 52
Hình 15. Động thái của KLN: (a): Cu; (b) Pb; (c) Zn của cả 3 mẫu đất (ĐA 1; ĐA 2 và ĐA
3) trong TN2 ................................................................................................................... 56


DANH MỤC BẢNG
Bảng 1. Hàm lượng KLN trong một số nguồn bổ sung trong nông nghiệp (µg/g)............... 5
Bảng 2. Hàm lượng kẽm trong chất thải của một số ngành công nghiệp ............................. 7
Bảng 3. Khoảng thế oxi hóa-khử trong đất và trầm tích, thể hiện quá trình đồng hóa vi sinh
và chất nhận điện tử......................................................................................................... 24
Bảng 5. Các vị trí lấy mẫu theo độ sâu ............................................................................. 34

Bảng 6. Phương pháp chiết liên tiếp xác định dạng tồn tại của KLN ................................ 37
Bảng 7. Một số tính chất cơ bản của mẫu đất nghiên cứu. ................................................ 39
Bảng 8. Thành phần cấp hạt của các tầng đất .................................................................. 39
Bảng 9. Hàm lượng KLN thu được từ thí nghiệm chiết liên tiếp (mg/kg) ........................ 43
Bảng 10. Kết quả phân tích ANOVA của 2 thí nghiệm đối với các thông số từ môi trường
và KLN (pH, Eh, Cu2+, Pb2+, Zn2+, Fe2+ và Mn2+) ........................................................... 57
Bảng 11. Hệ số tương quan Pearson của các thông số KLN của 2 thí nghiệm .................. 58
Bảng 12. Phương trình tương quan giữa nồng độ KLN và các yếu tố môi trường ............. 61


DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT
KLN
CHC
DOM
HST
CEC
VSV
BOD5
COD
TSS

Kim loại nặng
Chất hữu cơ
Chất hữu cơ hòa tan
Hệ sinh thái
Dung tích trao đổi cation
Vi sinh vật
Nhu cầu oxy sinh học
Nhu cầu oxy hóa học
Tổng rắn lơ lửng

MỤC LỤC
LỜI CẢM ƠN ................................................................................................................... 7
LỜI MỞ ĐẦU ................................................................................................................... 1
CHƯƠNG I. TỔNG QUAN TÀI LIỆU ............................................................................. 3
1.1. Kim loại nặng trong môi trường đất ........................................................................ 3
1.2. Động thái của kim loại nặng trong môi trường đất................................................... 7
1.3. Thế oxy hóa khử trong đất .................................................................................... 19
1.3.1. Giới thiệu chung về thế oxy hóa - khử trong đất ............................................. 19
1.3.2. Ảnh hưởng của thế oxy hóa-khử tới kim loại nặng trong đất........................... 28
CHƯƠNG II. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU................................. 34
2.1.Đối tượng nghiên cứu ............................................................................................ 34
2.2. Phương pháp nghiên cứu....................................................................................... 35
CHƯƠNG III. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN ......................................... 39
3.1. Một số đặc tính lý hóa học của đất nghiên cứu ...................................................... 39
3.2. Các dạng tồn tại của kim loại nặng trong đất ......................................................... 42
3.3. Ảnh hưởng của môi trường khử đến các yếu tố trong đất ...................................... 45
3.3.1. Sự thay đổi thế oxy hóa-khử (Eh) và pH trong đất .......................................... 45
3.3.2. Động thái của Fe(II) và Mn(II) ....................................................................... 48
3.3.3. Động thái của các kim loại nặng..................................................................... 51
3.4. Thảo luận.............................................................................................................. 53
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ......................................................................................... 64
Kết luận ....................................................................................................................... 64
Kiến nghị..................................................................................................................... 65
TÀI LIỆU THAM KHẢO ............................................................................................... 67
PHỤ LỤC ....................................................................................................................... 76


LỜI CẢM ƠN

Em xin gửi lời cảm ơn sâu sắc tới PGS.TS. Nguyễn Ngọc Minh, người đã tận
tình hướng dẫn và chỉ bảo em để hoàn thành được luận văn này.
Em cũng bày tỏ lòng biết ơn tới PGS. TS. Nguyễn Mạnh Khải, người đã giúp
đỡ rất nhiều trong quá trình hoàn thành luận văn.
Em gửi lời cảm ơn chân thành tới NCS. Chu Anh Đào, người đã luôn giúp
đỡ và hướng dẫn em trong quá trình hoàn thành luận.
Em chân thành cảm ơn Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Khoa Môi
trường đã giúp đỡ em trong quá trình hoàn thành luận văn.
Em xin bày tỏ lòng biết ơn tới gia đình và bạn bè, những người đã luôn ở bên
cạnh và động viên em để hoàn thành luận văn.

Hà Nội, ngày … tháng … năm 2015

Phạm Vy Anh


LỜI CAM ĐOAN
Tôi xin cam kết những số liệu được sử dụng trong luận văn này đều trung thực,
chính xác. Các số liệu được trích dẫn trong luận văn này đều đã được sự cho phép của tác
giả.
Tôi sẵn sàng chịu hoàn toàn trách nhiệm nếu có bất kỳ tranh chấp nào có thể xảy ra.
Ngày 30 Tháng 07 Năm 2015


LỜI MỞ ĐẦU
Ô nhiễm kim loại nặng (KLN) trong môi trường đất là một vấn đề môi
trường đáng báo động ở nhiều nơi trên thế giới. Đã có nhiều nhà khoa học trong
nước và quốc tế đang nỗ lực trong việc nghiên cứu nhằm tìm ra giải pháp cho vấn
đề này. Các KLN không chỉ chịu ảnh hưởng từ các thành phần trong đất lúa như
khoáng sét, các chất hữu cơ hòa tan, các oxit sắt, mangan mà còn chịu tác động của

thế oxi hóa-khử trong môi trường ngập nước… Môi trường khử sau khi ngập nước
có tác động một cách trực tiếp tới trạng thái tồn tại của KLN, đồng thời tác động
gián tiếp tới tất cả các yếu tố trong môi trường đất lúa như sự hòa tan của các
cation, anion. Việc hiểu rõ hơn về tác động của điều kiện khử trong đất lúa ngập
nước tới các cation và anion chính là tiền đề để chúng ta nghiên cứu về sự tích lũy
KLN trong môi trường đất, qua đó đề ra các giải pháp nhằm hạn chế, giảm thiểu sự
ô nhiễm KLN trong môi trường đất.
Môi trường đất lúa có đặc thù riêng biệt. Việc mô phỏng sự di chuyển và
biến đổi của các KLN trong HST đặc biệt này là một bài toán khá phức tạp đối với
các nhà khoa học bởi “động thái” của các KLN trong đất lúa chịu ảnh hưởng đa
chiều từ các mối quan hệ với các tính chất và thành phần luôn biến động của đất.
Việc dẫn nước vào ruộng đã làm giảm rất mạnh quá trình trao đổi khí thông thường
giữa đất và khí quyển. Do canh tác trong điều kiện ngập nước, trạng thái khử chiếm
ưu thế trong đất làm cho tính chất của đất diễn biến theo chiều hướng khác nhiều so
với đất ban đầu khi chưa trồng lúa, hình thành loại đất mới với những đặc tính đặc
trưng. Tác động của nước tưới đối với môi trường đất lúa không chỉ dừng lại ở việc
làm thay đổi trạng thái ngập nước mà thành phần nước tưới, tính chất nước tưới
cũng gây ra những ảnh hưởng nhất định. Sự hình thành điều kiện khử làm thay đổi
pH của môi trường, gián tiếp ảnh hưởng tới sự linh động của cation KLN. Môi
trường yếm khí khiến cho sắt và mangan tồn tại chủ yếu ở dạng Fe(II), Mn(II) hòa
tan, gián tiếp ảnh hưởng tới sự linh động của KLN. Vì vậy việc nghiên cứu tác

động của điều kiện khử dưới điều kiện ngập nước tới các cation, anion hòa tan
1


trong đất, chất hữu cơ hòa tan trong đất là tiền đề cần thiết cho các nghiên cứu
về sự tích lũy hoặc di chuyển của KLN trong đất sau này.
Đề tài: “Nghiên cứu ảnh hưởng của môi trường khử đến sự giải

phóng một số kim loại nặng (Cu, Pb, Zn) trong mẫu đất lúa xã Đại Áng,
Thanh Trì, Hà Nội” được thực hiện với mục đích đánh giá ảnh hưởngcủa môi
trường khử đến sự giải phóng của các KLN (Cu, Pb và Zn) trong đất lúa tại xã Đại
Áng, huyện Thanh Trì, Hà Nội.
Đề tài sẽ thực hiện các nội dung sau:
- Phân tích các tính chất hóa lý cơ bản của đất nghiên cứu;
- Thiết lập môi trường khử nhân tạo để xác định động thái oxy hóa-khử, pH,
hàm lượng của một số KLN (Cu, Pb, Zn), hàm lượng của Fe, Mn theo thời gian.
- Đánh giá ảnh hưởng của môi trường khử đến một số yếu tố lý hóa trong đất
(pH, Eh, Fe2+, Mn2+, Cu, Pb, Zn).

2


CHƯƠNG I. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Kim loại nặng trong môi trường đất
KLN tồn tại tự nhiên trong đá và khoáng vật trải qua quá trình phong hóa
được đưa vào đất. Nhìn chung, hàm lượng các KLN được đưa vào đất từ quá trình
phong hóa tại chỗ đá mẹ là khá thấp. Lượng lớn hơn và ngày càng tăng của một số
KLN trong môi trườngcó nguồn gốc từ các hoạt động nhân tạo, chủ yếu là từ các
hoạt động công nghiệp và nông nghiệp. Dấu hiệu đầu tiên của sự gia tăng ô nhiễm
do con người gây ra được nhận thấy bởi các chỉ số tính toán liên quan đến khả năng
ô nhiễm. Nikiforova và Smirnova (1975) đã tính toán chỉ số “technophility index”
thể hiện mối quan hệ giữa mức độ khai khoáng hàng năm và hàm lượng trung bình
của KLN trong đất. Kết quả chỉ ra rằng Cd, Pb và Hg là những KLN có mức độ ô
nhiễm cao nhất. Những nghiên cứu này đã nhấn mạnh khai khoáng là một trong số
các nguồn chính tạo ra các KLN có khả năng di động, ngoài ra còn có rất nhiều hoạt
động nhân tạo khác đưa KLN vào hệ thống đất – cây trồng.
Cambell và nnk (1983) so sánh hàm lượng KLN được tạo ra từ các nguồn tự
nhiên với các nguồn nhân tạo và chỉ ra rằng các hoạt động của con người đã tạo ra

một lượng KLN lớn hơn nhiều lần so với các nguồn tự nhiên, cụ thể là gấp xấp xỉ
15 lần đối với Cd, 100 lần đối với Pb, 13 lần đối với Cu và 21 lần đối với Zn. Chắc
chắn rằng sự “dư thừa” của các nguồn KLN này trong môi trường sẽ tạo ra những
tác động tiêu cực đến môi trường và HST. Sự dư thừa này có thể gây độc cho môi
trường hay không phụ thuộc vào: (i) tính chất vật lý và hóa học của đất, ví dụ như
độ chua, điều kiện ngập nước, sự có mặt của khoáng sét, oxit Fe – Mn và các hợp
chất hữu cơ của đất…; (ii) địa hình và các yếu tố thủy văn: các yếu tố này không chỉ
làm thay đổi hàm lượng chất ô nhiễm tại vị trí bị tác động mà còn có thể vận chuyển
các chất ô nhiễm từ nơi chúng được giải phóng ra đến những nơi khác; và (iii) khu
hệ VSV với vai trò hấp thụ và chuyển hóa các KLN trong đất và HST.
a. Nguồn phong hóa khoáng vật
KLN tích lũy cục bộ trong đất phụ thuộc vào sự phong hóa tại chỗ của
khoáng vật. Đá magma và biến chất là nguồn tự nhiên phổ biến nhất của KLN trong
3


đất, chúng được cho là chiếm khoảng 95% vỏ trái đất, còn đá trầm tích chiếm
khoảng 5%. Trong các đá trầm tích thì 80% là đá phiến sét, 15% là đá cát kết và 5%
là đá vôi (Mitchell, 1964).
Các dạng linh động của KLN trong hệ thống đất –cây trồng và các vòng tuần
hoàn của chúng trong HST phụ thuộc vào khả năng phong hóa đá có dễ dàng hay
không. Đá cát kết là hợp chất của khoáng vật khó bị phong hóa do vậy đóng góp ít
nhất lượng KLN ở trong đất. Nếu đá mẹ là đá bazơ phun trào thì có tiềm năng đóng
góp một lượng lớn Cr, Mn, Co và Ni vào đất. Trong số các loại đá mẹ trầm tích thì
đá phiến sét là loại có tiềm năng đóng góp lượng lớn Cr, Co, Ni, Zn và Pb. Mức độ
phong hóa sẽ xác định khả năng giải phóng các kim loại này vào trong đất. Ví dụ
như có rất nhiều khoáng vật chứa KLN rất khó hòa tan và rất bền với phong hóa vẫn
có thể giải phóng ra một lượng lớn KLN ở đất nhiệt đới, nơi có chế độ phong hóa
lâu dài và mạnh mẽ.
b. Nguồn kim loại nặng từ khí quyển

Lịch sử của việc ô nhiễm KLN từ khí quyển ở Tây bắc châu Âu và Bắc Mỹ đã
được ước tính từ các nghiên cứu địa hóa than bùn đầm lầy và bùn lòng hồ. Sự lan
rộng của ô nhiễm đã được chứng minh bằng những nghiên cứu trên băng ở các vùng
cực (Levitt, 1988). Tác động làm ô nhiễm KLN của các khu vực luyện kim loại kể từ
2000 năm trước ở Thung lũng Gordano, Tây bắc nước Anh đã được xác nhận trong
các nghiên cứu trên than bùn của Martin và cộng sự (1979). Sự ô nhiễm này được
khẳng định có liên quan đến nhà máy luyện kim Roman. Nhiều khu vực ở châu Âu,
sự gia tăng mạnh mẽ của việc tích lũy kim loại từ nguồn khí quyển đã xuất hiện từ
khoảng 200 năm trước. Ở Bắc Mỹ, bằng chứng về sự ô nhiễm KLN từ khí quyển xuất
hiện gần đây hơn, khoảng 80 – 100 năm trước (Norton, 1986).

Các sol kim loại có đường kính khác nhau được giải phóng vào khí quyển
từ mặt đất, sau đó được khuếch tán lên cao. Các phần tử kim loại lớn nhất rơi
xuống đất dưới dạng kết tủa khô. Mưa mang phần kim loại hòa tan từ khí quyển
dưới dạng lắng đọng ướt. Lắng đọng ướt được biết đến là quá trình lắng đọng
chủ yếu đưa KLN vào đất. Ngoài ra, KLN có thể xâm nhập vào đất từ lắng đọng
4


khí quyển dưới dạng sương mù. Các nghiên cứu về sự lan truyền trong khí quyển
của KLN đã chỉ ra rằng KLN có thể di chuyển với một khoảng cách khá xa tính
từ nguồn phát thải (Pacyna và nnk,1984). Ở khoảng cách càng gần với điểm phát
thải thì hàm lượng KLN sẽ càng lớn. Sự nhiễm bẩn KLN xuất hiện ở xung quanh
các khu vực luyện kim có thể ảnh hưởng lên cả một vùng rộng lớn.
Sự xâm nhập của KLN vào trong đất bởi lắng đọng khí quyển cũng có thể xuất
phát từ các nguyên nhân tự nhiên. Hoạt động của núi lửa có thể đưa vào khí quyển
một lượng khá lớn KLN, đặc biệt là Hg, Pb và Ni. Tuy vậy, rõ ràng hàm lượng KLN
trong khí quyển được đưa vào chủ yếu từ các nguồn nhân tạo như hoạt động đốt,
thiêu, khai khoáng và luyện kim. Một tỷ lệ lớn (22,1%) Cd thâm nhập vào đất thông
qua lắng đọng khí quyển xuất phát chủ yếu từ các hoạt động khai khoáng (Nriagu và

Pacyna, 1988). Bên cạnh khai khoáng, khí thải xe cộ cũng được coi là một nguồn thải
gây ô nhiễm KLN trong khí quyển. Lindberg và Harriss (1989) báo cáo rằng tổng
hàm lượng Pb lắng đọng từ khí quyển nằm trong khoảng từ 3,1 - 31 mg/m2/năm ở các
vùng nông thôn đến khoảng 27 - 140 mg/m2/năm ở các vùng đô thị và công nghiệp.
Hàm lượng Pb trung bình ở đất ven đường tăng lên là do việc sử dụng xăng pha chì
với sự phát thải toàn cầu được ước tính bởi Pacyna (1986) trong khoảng 176x109
mg/năm (chiếm 45% lượng Pb xâm nhập vào trong đất từ khí quyển).
c. Nguồn bổ sung từ hoạt động nông nghiệp
Bón phân vô cơ, phân hữu cơ, bùn thải, thuốc trừ sâu, nước tưới… đều có thể
cung cấp KLN với hàm lượng gây độc vào đất. Có thể ban đầu sự bổ sung này chưa
đem lại một lượng đủ cao để gây độc ngay lập tức, nhưng nếu những ứng dụng này
được lặp đi lặp lại trong một thời gian dài thì cuối cùng cũng sẽ đạt tới mức gây độc
cho HST đất. Hàm lượng tiêu biểu của một vài KLN có trong một số nguồn bổ sung
trong nông nghiệp được liệt kê ở bảng 1.
Bảng 1. Hàm lượng KLN trong một số nguồn bổ sung trong nông nghiệp (µg g-1)
Các
nguyên
tố

Bùn thải

Phế thải ủ Phân
compost
chuồng

Phân
photphat

Phân
nitrat

Vôi

Cu

50 - 8000

13 - 3580

1 - 300

-

2 - 125

2 - 172

5


Các
nguyên
tố

Bùn thải

Phế thải ủ Phân
compost
chuồng

Phân
photphat

Phân
nitrat

Vôi

Zn

91 - 49000

82 - 5894

15 - 566

50 - 1450

1 - 42

10 - 450

Pb

2 - 7000

1,3 - 2240

0,4 - 27

4 - 1000

2 - 120

20 - 1250

Nguồn: Alloway (1990)

Bùn thải và phân compost cung cấp hàm lượng KLN lớn nhất cho đất. Zn và
Pb là hai kim loại chính có trong bùn thải, bên cạnh đó cũng có một lượng đáng kể
Cu. McGrath (1987), McGrath và Lane (1989) khi nghiên cứu hệ thống nông
nghiệp ở Woburn (Anh) trong vòng 40 năm đã thấy rằng: sau 20 năm trên đất tiếp
nhận bùn thải hàng năm, chỉ có < 0,5% lượng Zn bón cho đất được cây trồng sử
dụng. Tỷ lệ lấy đi của cây trồng cao nhất đối với Zn cũng chỉ bằng 0,57% lượng Zn
được bổ sung vào đất qua bùn thải trong 20 năm. Nếu giả thiết quá trình duy nhất
lấy Zn từ đất là do cây trồng thì thời gian tồn dư của Zn trong đất sẽ là 3700 năm.
Thành phần của bùn thải thay đổi rất nhiều phụ thuộc vào nguồn gốc phát sinh của
chúng vì vậy rất khó để xác định và đánh giá cụ thể về khả năng gây ô nhiễm đất
của chúng. Để giảm đến mức tối thiểu sự tích lũy KLN trong đất được bón bùn thải,
những ngưỡng hàm lượng bắt buộc và khuyến cáo đã được xây dựng cho việc sử
dụng bùn thải ở nhiều nước. Ở Mỹ, mức độ áp dụng này phụ thuộc vào cả hàm
lượng KLN và dung tích trao đổi cation (CEC) của đất. Liên minh châu Âu khuyến
cáo việc bón bùn thải vào trong đất nông nghiệp cần giới hạn trong khoảng 4000 µg
Zn g-1 (bắt buộc), 2500 µg Pb g-1 (khuyến cáo).
Có nhiều loại thuốc diệt nấm, thuốc trừ sâu và các vật gây hại khác cho mùa
màng là các muối KLN rất độc, ví dụ như clorua thuỷ ngân và các hợp chất thủy
ngân hữu cơ, CuSO4... Trong quá trình con người sử dụng, một lượng nhất định các
hoá chất trên bị rơi xuống đất. Do đặc tính phân hủy trong đất rất chậm nên chúng
tạo ra dư lượng đáng kể tồn đọng lại trong đất.
d. Nguồn bổ sung từ hoạt động công nghiệp

Các hoạt động sản xuất công nghiệp, tiểu thủ công nghiệp và đô thị cũng là
nguồn gây nhiễm bẩn KLN trong môi trường đất.
6


Bảng 2. Hàm lượng kẽm trong chất thải của một số ngành công nghiệp

Nguồn tạo chất thải
Dạng chất thải
Nung quặng pirit
Xi pirit
Luyện kim đen
Bụi lò cao
Quá trình nấu chảy Cu
Bụi lò
Nhà máy sản xuất Pb-Zn Bụi lò
Mạ Zn nóng
Xỉ nổi
( luyện kim đen)
Sản xuất tơ nhân tạo
Bã thải
Sản
xuất
Natri
Bã thải
hidrosunfit
Nguồn: Dương Văn Đảm (2004)

Hàm lượng kẽm(%)
1-5

13,8
26 -31
60 - 64
75
60 -67,5
61,5 -75

Chất thải của các hoạt động sản xuất công nghiệp đặc biệt là công nghiệp
luyện kim và tái chế kim loại là nguồn đưa một lượng đáng kể KLN vào trong đất.
Ví dụ theo Trịnh Quang Huy (2006) các KLN có thể được thải ra từ hoạt động của
công nghiệp dệt: Zn, Al…, công nghiệp sản xuất vi mạch: Cu, Zn…, bảo quản gỗ:
Cu, Cr, As…, mỹ nghệ: Pb, Ni, Cr… Bảng 2 đưa ra hàm lượng Zn có trong chất
thải của một số hoạt động sản xuất công nghiệp.
1.2. Động thái của kim loại nặng trong môi trường đất
Động thái của KLN trong đất lúa một mặt bị chi phối bởi quá trình trong đất,
mặt khác phụ thuộc vào bản chất của KLN. Một số quá trình liên quan đến sự tích
lũy KLN như:
a. Các quá trình lý hóa học
Phần lớn các KLN trong đất thường tồn tại ở dạng liên kết với pha rắn. Khi
đó hoặc chúng bị hút giữ trên bề mặt của pha rắn hoặc sẽ tạo kết tủa với các khoáng
chất. Chỉ một phần nhỏ KLN tồn tại ở dạng hòa tan, trong đó hầu hết các dạng hòa
tan này sẽ liên kết với axit hữu cơ trong dung dịch đất, phần còn lại tồn tại ở dạng
phức vô cơ hòa tan và các ion tự do. Lượng ion tự do này thường khá nhỏ so với các
dạng KLN khác nhưng chúng lại là thành phần dễ tham gia vào các phản ứng hóa
học và sinh học nhất.
* Sự hòa tan và kết tủa khoáng:

7

Trong dung dịch đất, nếu hàm lượng của một nguyên tố hóa học nào đó vượt
quá khả năng hòa tan của nó thì sẽ xuất hiện kết tủa. Ngược lại, khi nồng độ dung
dịch của nguyên tố đó thấp hơn nồng độ cân bằng, nó sẽ bị hòa tan làm cho nồng độ
của nó tăng lên cho đến khi đạt được mức cân bằngnày.

Hình 1. Sơ đồ chuyển hoá của KLN trong môi trường đất (Hodgson, 1963).
KLN sẽ dễ dàng kết tủa nếu trong đất có mặt các thành phần như cacbonat,
hydroxit, photphat, oxit kim loại (Fe, Mn và Al)… Những phản ứng này xảy ra phổ
biến ở trong đất và có thể được coi là cơ chế chủ yếu để “cô lập” KLN, từ đó hạn
8


chế sự di chuyển và tính khả dụng sinh học đối với cơ thể sinh vật của các KLN. Ví
dụ trong đất đá vôi, KLN có thể tồn tại ở dạng cacbonat (Adriano, 2001). Trong đất
nông nghiệp có mức độ bón phân cao, KLNcó thể bị “cô lập” khi chúng đồng kết
tủa với photphat.
Môi trường đất là một “ma trận” vô cùng phức tạp của rất nhiều thành phần.
Vì vậy, sự tồn tại của các ion kim loại tự do trong dung dịch đất không chỉ phụ thuộc
vào sự hòa tan của một dạng khoáng nào đó, mà còn được kiểm soát bởi nhiều quá
trình khác.
Nhìn chung, khi đất bị ô nhiễm KLN nghiêm trọng thì sự hòa tan của các
kim loại chỉ đạt đến một mức nào đó rồi sẽ xuất hiện kết tủa. Sự kết tủa không chỉ
xảy ra tại vị trí bị ô nhiễm trực tiếp mà còn có thể xảy ra ở các vùng lân cận của khu
vực bón phân photphat hoặc khu vực bị ô nhiễm bởi rác thải có tính kiềm và
cacbonat...
* Sự phân bố của kim loại nặng giữa pha lỏng và pha rắn của đất:
Để thể hiện cho sự phân bố KLN giữa pha rắn và pha lỏng của đất,người ta
sử dụng hệ số Kd. Hệ số này thể hiện một cách tổng quát sự tương tác của KLN giữa
các pha. Nói cách khác, đó là kết quả về mức độ liên kết hoặc giải phóng KLN từ
pha rắn. Hệ số này được tính bằng tỷ lệ giữa lượng kim loại được hấp phụ trên pha

rắn của đất và lượng KLN hòa tan, do đó nếu Kd càng lớn thì khả năng hấp phụ trên
pha rắn của KLN càng cao và khả năng hòa tan của KLN trong dung dịch đất càng
thấp.
Kd = Lượng hấp phụ / Lượng hòa tan

(1)

Các mô hình mô tả sự hấp phụ KLN chỉ sử dụng duy nhất giá trị Kd trước kia
thường giả định rằng: khả năng hấp phụ KLN của một vật liệu nào đó độc lập tương
đối với các đặc tính hóa lý của đất. Tuy nhiên, sự phụ thuộc của Kd vào cấu trúc đất
và hàm lượng CHC đã được thừa nhận (Buchter và nnk, 1989; Sauvé và nnk, 2000,
2003). Sheppard và Thibault (1990) đã cố gắng xây dựng các giá trị Kd cho các loại
đất có cấu trúc khác nhau. Mặc dù hệ số Kd đã được xây dựng cho khá nhiều
nguyên tố (Anderson và Christensen, 1988; Buchter và nnk, 1989; Gooddy và nnk,
9


1995; Sauvé và nnk, 2000, 2003; Sheppard và Thibault, 1990) nhưng Kd vẫn cần
phải được ước tính căn cứ vào mối quan hệ giữa cây trồng – đất – dung dịch đất dựa
trên các giả định đã được đơn giản hóa (Sheppard và Evenden, 1988; Sheppard và
Thibault, 1990). Hơn nữa, có nhiều bằng chứng cho thấy rằng hệ số Kd đơn giản
không còn thích hợp để đại diện cho khả năng hòa tan của kim loại trong các mô
hình hóa học của đất nữa (Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk, 2000, 2003),
thêm vào đó các đặc tính hóa học chẳng hạn như pH, CHC và hàm lượng KLN tổng
số, cần phải được xem xét đến trong quá trình mô phỏng (Janssen và nnk, 1997;
Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk, 2000, 2003).
Đường đẳng nhiệt Freundlich: Đường đẳng nhiệt Freundlich xem xét tới
ảnh hưởng của độ bão hòa các bề mặt hấp phụ tới khả năng hấp phụ của các vật
liệu. Trong đó, một tham số n đã được thêm vào để làm cho giá trị Kd biến đổi theo
độ bão hòa tương đối của các bề mặt hấp phụ. Do đó, khi nồng độ dung dịch KLN

tăng, thì tỷ lệ hấp phụ trên pha rắn của KLN cũng thay đổi. Dạng đơn giản của
phương trình Freundlich như sau:
Lượng KLN hấp phụ = Kd. (Lượng KLN hòa tan)n

(2)

Trong đó, nếu n = 1 thì phương trình (2) trở thành phương trình (1). Buchter
và nnk (1989) đã tiến hành đo các thông số Freundlich (Kd và n) cho 11 loại đất và
15 KLN khác nhau. Khi xét tới mối tương quan giữa các thông số Freundlich với
các tính chất của đất đã được lựa chọn, nhóm tác giả phát hiện ra rằng pH, CEC và
hàm lượng oxit Fe – Al là những yếu tố quan trọng ảnh hưởng tới hệ số Kd. Buchter
và nnk (1989) đã đưa ra các kết luận như sau:
 pH là yếu tố quan trọng nhất ảnh hưởng đến Kd và n.
 CEC là yếu tố ảnh hưởng đáng kể đến Kd của các cation.
 Hàm lượng oxit Fe – Al và các vật liệu vô định hình khác trong đất ảnh
hưởng đến các thông số Freundlich của cả cation và anion.
 Trong cùng một mẫu đất, ngoại trừ Cu, Zn và Cd có giá trị Kd và n khá
gần nhau.

10


 Mối quan hệ chặt chẽ giữa các thuộc tính đất với các thông số Freundlich
luôn tồn tại ngay cả trong các loại đất có đặc điểm rất khác nhau.
Điều này đã được củng cố thêm trong các nghiên cứu được thực hiện bởi
Anderson và Christensen (1988), Gooddy và nnk (1995), Janssen và nnk (1997),
Jopony và Young (1994), Lee và nnk (1996), McBride và nnk (1997b), Sauvé và
nnk (2000, 2003); các nghiên cứu này đề xuất rằng từ các thuộc tính cơ bản của đất
có thể dự đoán được sự phân bố KLN giữa pha lỏng và pha rắn của đất ở một mức
độ nhất định nào đó. Buchter và nnk (1989) cho rằng những nhóm KLN nhất định

có thể có các đặc tính hấp phụ tương tự nhau trong những đất nhất định. Họ cũng
thấy rằng thông số Freundlich n có thể thay đổi từ gần 0,4 đến 1,5 đối với 15
nguyên tố khác nhau. Điều này chỉ ra rằng các nguyên tố khác nhau thì có các
thuộc tính hấp phụ khác nhau. Ví dụ, so sánh hành vi của Pb và Zn, nồng độ Pb
trong dung dịch càng cao thì Kd càng lớn (trường hợp n > 1). Với Zn thì ngược lại,
nồng độ dung dịch càng cao thì Kd càng giảm, điều này cho thấy càng gần điểm bão
hòa thì ái lực hấp phụ của Zn với pha rắn càng giảm (trường hợp n < 1). Vì vậy,
không khuyến khích sử dụng các giá trị Kd trong mô hình đánh giá rủi ro trong
trường hợp đất ô nhiễm ở mức độ thấp.
Hầu hết các nguyên tố được nghiên cứu bởi Buchter và nnk(1989) đều có
tham số n<1, và do đó mối quan hệ giữa Kd của nguyên tố này với nồng độ dung dịch
sẽ giống như trường hợp của Zn (ngoại trừ Pb). Giá trị Kd đối với đất có mức độ
khoáng hóa cao cũng khá khác biệt so với đất hữu cơ (Sauvé và nnk, 2003).
* Sự tạo phức:
Phức chất là loại hợp chất sinh ra do ion trung tâm (thường là một hoặc nhiều
ion kim loại) hóa hợp với một hoặc nhiều ion hoặc phân tử khác (phối tử). Trong
dung dịch phức tồn tại đồng thời ion trung tâm, phối tử và phân tử phức.
Sự tạo phức của các nguyên tố vết là khá phổ biến trong cả môi trường nước
và đất, đặc biệt là đối với KLN (ví dụ: Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, …). Trong hầu hết các
trường hợp, một tỷ lệ đáng kể các kim loại hòa tan xuất hiện ở dạng liên kết với
CHC hòa tan (DOM) trong tự nhiên. DOM là một hỗn hợp không đồng nhất của
11


axit fulvic và humic (Stevenson, 1994). Các phối tử tự nhiên này xuất hiện với nồng
độ khá lớn trong đất, có thành phần hóa học và cấu trúc đa dạng vì thế phức chất
của kim loại với các axit hữu cơ tự nhiên khá khó để có thể mô hình hóa.
Dựa vào thành phần của phức có thể chia làm 3 loại sau:
 Phức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và phối tử là các chất vô cơ.
Phức loại này thường gặp là phức hydrat (phối tử là các phân tử nước) và phức

amoniacat (phối tử là các phân tử NH3) ví dụ [Al(H2O)6]3+, [Cu(NH3)4]2+…;
 Phức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và phối tử là anion vô cơ như
-

-

Cl , F , I-, SO42-, ví dụ : FeF63-, AgCl32-, [Ca(SO4)2]2-...;
 Phức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và phối tử là anion hoặc phân
tử chất hữu cơ, ví dụ: [Fe(C2O4)3]3-.
Các cặp ion vô cơ thường được hình thành do tương tác tĩnh điện giữa cation
kim loại với một anion vô cơ, trong đó lớp vỏ hydrat hóa của các ion không bị ảnh
hưởng. Các cặp ion này cấu trúc rõ ràng nên rất dễ để mô phỏng. Các phức khác
được hình thành nhờ các liên kết cộng hóa trị, trong đó bán kính hydrat hóa của các
ion giảm dần.Trong các phức chelat, kim loại thường chiếm nhiều hơn một vị trí
liên kết và lớp vỏ hydrat của ion hoặc không còn hoặc nếu còn thì rất mỏng.
b. Các quá trình sinh học
Trong các đất không bị ô nhiễm, quá trình sinh học kiểm soát khả năng di
động của KLN diễn ra thông qua hoạt động sống của VSV, động vật không xương
sống và hệ rễ thực vật. Trong đất bị ô nhiễm nghiêm trọng thì độc tính của KLN sẽ
hạn chế vai trò này của sinh vật. Vì vậy, trong các bãi khai thác mỏ bỏ hoang, hệ
thực vật khá nghèo nàn, đa dạng sinh học của các loại vi khuẩn đất, các loại động
vật không xương sống như sâu, giun tròn… là rất thấp. Tuy nhiên, khi đất được bón
bổ sung để cải thiện môi trường sống thuận lợi hơn cho các loài sinh vật thì các quá
trình sinh học lại có thể có vai trò quan trọng trong việc làm giảm hàm lượng KLN
trong đất.
Trong đất nói chung, quá trình sinh học thường xảy ra chủ yếu ở tầng trên
cùng, nơi tập trung phần lớn sinh khối VSV và động vật không xương sống
12

(Adriano, 2001). Trong đất trồng trọt và đồng cỏ, tầng đất diễn ra các hoạt động
sinh học chủ yếu là tầng canh tác hoặc khu vực tập trung rễ cây dày đặc nhất. Trong
những đất mà cây trồng trên đó có hệ rễ phát triển, đâm sâu xuống tầng nước ngầm
để hút nước thì sự linh động của các KLN cũng sẽ thay đổi. Hoạt động của hệ rễ
trong tầng trầm tích yếm khí sẽ ảnh hưởng tới quá trình oxy hóa, khô hóa thông qua
sự gia tăng lượng bốc hơi, sự thông khí của vùng rễ và làm thay đổi khả năng linh
động của một vài KLN như Cd, Cu và Zn (Vervaeke và nnk, 2004).
Hệ rễ thực vật đóng một vai trò quan trọng trong việc chuyển hóa và làm
thay đổi các đặc tính hóa học của KLN trong đất. Hệ rễ thực vật có thể ảnh hưởng
tới ba cơ chế sau: biến đổi điều kiện môi trường đất trong vùng rễ, biến đổi dạng tồn
tại của các KLN và hấp thu sinh học.
Rễ cây có thể tiết ra nhiều chất chuyển hóa bao gồm một vài loại
cacbonhydrat và axit hữu cơ. Những chất này có thể cung cấp năng lượng cho hoạt
động sống của vi khuẩn trong đất. Những phân tử axit hữu cơ phân tử lượng thấp
này có thể tạo phức với các ion kim loại khiến chúng linh động và dễ tiêu hơn.
Vi khuẩn và động vật không xương sống trong đất có thể cố định tạm thời
các ion KLN thông qua tích lũy sinh học (Koo và nnk, 2005). Sự tích lũy này được
thực hiện bằng cách hấp thu sinh học bởi sinh khối VSV cũng như bằng sự hút thu
sinh lý bởi sinh vật thông qua các quá trình trao đổi chất chủ động và thụ động
(Mahimairaja và nnk, 2005).
Vi khuẩn có thể hòa tan các khoáng thông qua các hoạt động trực tiếp hoặc
gián tiếp trong điều kiện hiếu khí và kỵ khí (Kurek, 2002). Khi các hợp chất oxy
hóa của KLN như Fe (III), Mn (IV) hoặc As (V) hoạt động như những chất nhận
điện tử thì hô hấp yếm khí chính là một ví dụ cho hoạt động hòa tan KLN một cách
trực tiếp dưới điều kiện kỵ khí. Trong khi đó, sự oxy hóa Fe (II) hoặc các hợp phần
của lưu huỳnh trong hợp chất sunfit của KLN để lấy năng lượng cho hoạt động sống
của VSV là một ví dụ cho tác động hòa tan KLN một cách trực tiếp dưới điều kiện
háo khí. Hoạt động của VSV sản xuất ra các loại axit vô cơ, hữu cơ và các chất oxy
hóa làm thay đổi các điều kiện của đất bao gồm cả các điều kiện về pH, Eh từ đó
13

gián tiếp làm hòa tan các KLN. KLN cũng có thể được huy động ra khỏi các hợp
chất khoáng bằng cách tạo phức với các phân tử sinh học thông qua hoạt động
chuyển hóa của VSV. Tác động cô lập KLN trong cơ thể sinh vật được thực hiện
qua hai phương cách: hình thành các thể vùi ví dụ như trong không bào (Clemens
và nnk, 1999) và tạo liên kết giữa kim loại với protein bền nhiệt, như phytochelatin,
metallothionein, và các phân tử bền khác như ferrihydrit (Hall, 2002; Hansel và
Fendorf, 2001).
c. Sự cố định tại chỗ
Cố định tại chỗ là một phương pháp nhằm thay đổi khả năng linh động và dễ
tiêu của một chất gây ô nhiễm để giảm tiềm năng gây nên những rủi ro cho môi
trường của nó; theo đó các chất ô nhiễm vẫn còn tồn tại trong môi trường nhưng bị
biến đổi thành các dạng không gây độc cho cơ thể sinh vật (Adriano và nnk, 2004;
Bertivà Ryan, 2003). Điều này thực chất là một quá trình khắc phục ô nhiễm, “cô
lập” các kim loại gây ô nhiễm trong đất bằng cách đưa thêm vào đất những chất tạo
kết tủa và/hoặc hấp thu kim loại. Trong phương pháp này, tổng hàm lượng kim loại
là không thay đổi nhưng mức độ hoà tan và di động của nó giảm đáng kể.
Những chất thường được đưa vào trong đất để cố định kim loại theo cách này
thường bao gồm photphat, oxit Fe – Mn, CHC (Adriano và nnk, 2004).
Hydroxyapatit là một khoáng chất có trong tự nhiên với một lượng lớn, khá
rẻ tiền, thêm vào đó nó lại có khả năng làm giảm tính linh động của kim loại, đặc
biệt là đối với Pb. Hydroxyapatit tạo với Pb hợp chất pyromorphit, một kết tủa khá
bền ở nhiều mức pH (Ma và nnk, 1993, 1994). Ngoài ra, hydroxyapatit cũng được
dùng để giảm tính linh động của Zn, Cd và các KLN khác trong đất (Chlopecka và
Adriano, 1996).
Tương tự như vậy, các oxit kim loại (Fe, Mn và Al) nhờ vào sự tồn tại phổ
biến trong đất và khả năng phản ứng với hầu hết các KLN trong hầu hết các loại đất
nên chúng được tăng cường sử dụng như những tác nhân làm giảm tính linh động
của KLN.

14


Việc sử dụng những hợp chất hữu cơ đã được chứng minh có hiệu quả trong
việc giảm tính linh động của các ion kim loại thông qua quá trình hấp thu. Tuy
nhiên bản chất hóa học không đồng nhất, thường xuyên biến đổi cũng như khả năng
của DOM trong việc tạo phức và huy động hầu hết các ion kim loại chính là yếu tố
hạn chế việc sử dụng CHC trong phương pháp cố định KLN.
Một ví dụ về việc cố định KLN đã đem lại kết quả tốt được thực hiện ở
Joplin, Missouri. Đất trong khu vực nội thị ở đây bị ô nhiễm Pb nghiêm trọng.
Người ta đã đưa vào đất một lượng lớn photphat và đã làm giảm đáng kể sự di động
của Pb, thậm chí còn làm giảm tính khả dụng sinh học của Pb đối với động vật thí
nghiệm (Berti và Ryan, 2003, Ryanvà nnk, 2004). Những nghiên cứu trong điều
kiện thực tế và trên động vật thí nghiệm đã chứng minh một cách rõ ràng tiềm năng
khắc phục ô nhiễm KLN của kỹ thuật này.
Phương pháp cố định KLN này là một trong những trường hợp rõ ràng của
hiện tượng chuyển hóa giữa các dạng hòa tan – kết tủa của KLN trong đất, một quá
trình xảy ra khi người ta đưa vào đất một thành phần để làm tăng Kd. Về bản
chất,phương pháp này làm giảm lượng linh động của KLN, khiến cho khả năng gây
hại của chúng đến môi trường và sinh vật cũng giảm. Kể từ khi người ta phát hiện ra
các vật liệu sử dụng trong phương pháp này khá dồi dào, một số có thể được tìm thấy
trong tự nhiên, giá thành thấp, phương pháp này đã chứng minh được khả năng khắc
phục ô nhiễm KLN tại các điểm ô nhiễm một cách hiệu quả với chi phí khả thi.
- Hấp phụ vật lý:
Hấp phụ lý học là sự thay đổi nồng độ của các phân tử chất tan trên bề mặt
các nguyên tố cơ học đất. Nguyên nhân của hiện tượng hấp phụ lý học là do tác
dụng của năng lượng bề mặt phát sinh ở chỗ tiếp xúc giữa các phần tử đất với dung
dịch đất. Năng lượng bề mặt phụ thuộc sức căng bề mặt và diện tích bề mặt. Tóm
lại, bất kỳ một sự chênh lệch nào về nồng độ ở chỗ tiếp xúc giữa hạt keo với môi

trường xung quanh cũng sinh ra tác dụng hấp phụ lý học.
- Hấp phụ hóa học và đồng kết tủa:

15


Sự hấp phụ KLN trong đất bị chi phối bởi nhiều yếu tố như pH và các dạng
tồn tại của KLN, điện tích và khả năng hydrat hóa. Sự hấp phụ hóa học và đồng kết
tủa của các nguyên tố KLN với hydroxit của Fe và Mn là quá trình chính trong sự
liên kết của các ion KLN trong đất. Các dạng hợp chất chính của Fe trong quá trình
tạo hấp phụ với KLN là Fe(OH)3, Fe3O4, FeO(OH). Các dạng của Mn là MnO2,
MnO(OH)2, Na4Mn14O27. 9H2O (Birnessit).
- Tạo liên kết với các hợp chất hữu cơ:
Phức chất hữu cơ của các kim loại trong đất và nước được cho là một yếu tố
quan trọng kiểm soát sự hòa tan và dễ tiêu của các kim loại trong hệ đất - cây. Việc
phân biệt giữa các hợp chất hữu cơ tự nhiên trong đất và những hợp chất hữu cơ
phát thải từ các hoạt động của con người là rất quan trọng. Các chelat hữu cơ hòa
tan làm tăng thêm tính linh động cho các kim loại, đặc biệt có thể dẫn đến nguy cơ
ô nhiễm nước ngầm. Cùng với sự gia tăng tính linh động của kim loại thông qua độ
hòa tan được tăng cường, chelat kim loại cũng ảnh hưởng đến khả năng dễ tiêu sinh
học của các kim loại độc với thực vật. Ảnh hưởng này thấy rõ hơn trong đất có hàm
lượng chất hữu cơ thấp hơn. Picollo (1989) cho rằng mức độ ảnh hưởng của axit
humic trong lượng chiết rút giảm dần của kim loại tuân theo thứ tự: Pb > Cu > Cd >
Ni > Zn. Do đó, sự bổ sung các chất hữu cơ có thể ảnh hưởng đến khả năng linh
động, tính dễ tiêu sinh học của kim loại. Mức độ ảnh hưởng có thể rất khác nhau tùy
thuộc vào số lượng và dạng gốc của chất hữu cơ trong đất.
Đối với các KLN khác nhau thì động thái của chúng cũng khác nhau. Cd và
Zn có thể linh động hơn trong đất so với Cu hoặc Pb. Hai ion này có xu hướng bị
giải phóng do trao đổi cation và các ion cạnh tranh trong dung dịch đất (gồm cả H+,
thông qua ảnh hưởng của pH). Tính linh động của Zn trong đất có thể được tăng

cường do độ axit của đất. Warwick và nnk (1999) đã nghiên cứu về khả năng hấp
phụ Zn của đất podzol. Tác giả đã kết luận rằng đất podzol, có hàm lượng oxit Fe,
Al, Mn và chất hữu cơ cao, có khả năng hấp phụ các kim loại hóa trị hai cao, nhưng
có ưu tiên cố định Cu, Pb hơn so với Zn. Madrid và nnk (2003) đã nghiên cứu về sự
chuyển hóa các kim loại nặng trong đất có bón bùn hữu cơ. Tác giả nhận xét rằng
16


Cu, Pb và Zn sẽ là các chelat kim loại - hữu cơ phổ biến nhất có mặt trong nước
thấm rỉ. Việc mô phỏng sự giải phóng KLN theo thời gian là một cách để dự đoán
nguy cơ ô nhiễm KLN xuống các tầng đất sâu hơn. Theo Cappuyns và Swennen
(2008), trong các thí nghiệm về pH, dung lượng trung hòa axit (Acid Neutralizing
Capacity - ANC) và bazo (Base-Neutralizing Capacity – BNC) có thể được mô tả
bởi tổng của 2 phản ứng bậc 1 độc lập, ví dụ như:
Hb(t) = BC1 * (1 – e-k1t) + BC2 * (1 – e-k2t)
Trong đó, Hb(t) là hàm lượng proton đệm tại thời điểm t, BCi là dung lượng
đệm của hệ i, ki (h-1) là hằng số tốc độ của hệ đệm i và t(h) là thời điểm sau khi bắt
đầu thí nghiệm.
Từ đó, lượng giải phóng của một nguyên tố m tại thời điểm t (RLm(t)) được
suy ra như sau :
RLm(t) = RC1 * (1 – e-r1t) + RC2 * (1 – e-r2t)
Trong đó, RCi là khả năng giải phóng của hệ đệm I, ri là hằng số tốc độ của
hệ đệm I, t là thời điểm sau khi bắt đầu thí nghiệm. Trong nghiên cứu của Ho và
nnk (2012), 2 “hệ đệm” hay “nguồn”, gọi là hệ “giải phóng nhanh” (RC1) với hằng
số tốc độ giải phóng lớn hơn (r1) và hệ “giải phóng chậm” với hằng số tốc độ giải
phóng nhỏ hơn (r2), mà được định nghĩa bằng thực nghiệm và không có sự liên hệ
tới bất kỳ pha giữ KLN, đã được xem xét. Theo kết quả của mô hình này, 4 dạng
của động thái giải phóng nguyên tố theo thời gian (Dạng 1, 2, 3 và 4) (Hình 2) có
thể được theo dõi qua thí nghiệm theo dõi sự giải phóng (Cappuyns và Swennen,
2008).

- Dạng 1: (RC1 >> RC2 và RC2 ~ 0): nguyên tố giải phóng rất nhanh ở thời
điểm bắt đầu thí nghiệm và gần như đạt cân bằng sau vài giờ. Trong trường hợp
này, hệ “nhanh” chiếm ưu thế và hệ “chậm” đóng vai trò rất hạn chế.
- Dạng 2: (RC1 > RC2): sự giải phóng nguyên tố được bắt đầu với tốc độ khá
nhanh, tiếp theo là sự gia tăng khá chậm ở giai đoạn cuối của thí nghiệm. Hệ nhanh
có vai trò quan trọng hơn hệ chậm.

17