Nghiên cứu sự phân bố hàm lượng của các ion kim loại nặng (Cu2+,Pb2+,Zn2+)lên sinh khối một số loại rau (cà rốt,khoai tây,bó xôi,xà lách mỡ)...

MỞ ĐẦU
Với nhiệm vụ xác định thành phần, hàm lượng, tính chất và cấu trúc của mọi
đối tượng vật chất, hóa phân tích đóng vai trò là ngành khoa học cơ sở cho rất
nhiều ngành khoa học khác nhau, bao gồm: hóa học, sinh học, địa chất học, môi
trường, y học, … Cùng với sự phát triển của khoa học kỹ thuật, hóa học phân tích
ngày càng khẳng định được vị trí của mình đối với sự phát triển của khoa học, công
nghệ, sản xuất và đời sống xã hội. Đặc biệt, trong giai đoạn hiện nay, khi các vấn
đề khoa học mới đặt ra yêu cầu sự liên kết các ngành khoa học với nhau để giải
quyết thì hóa học phân tích không thể tách rời mối quan hệ ấy. Với chức năng của
mình, hóa học phân tích hoàn toàn có khả năng cung cấp một nguồn dữ liệu đáng
tin cây, tạo nền tảng cho các ngành khoa học khác nghiên cứu và giải quyết các vấn
đề mang tính đa ngành. Vì vậy, hoàn thiện các phương pháp phân tích và sử dụng
hóa phân tích như một công cụ để tạo bộ dữ liệu hoàn chỉnh về một vấn đề mới
cung cấp cho các ngành khoa học khác vẫn đang là mối quan tâm lớn của các nhà
phân tích hóa học.
Hiện nay, một trong những vấn đề sinh thái nghiêm trọng mà thế giới đang
phải đối mặt là sự ô nhiễm kim loại nặng trong đất nông nghiệp. Vấn đề này là hậu
quả của tình trạng ô nhiễm môi trường, việc chôn lấp rác thải công nghiệp và việc
lạm dụng hóa chất bảo vệ thực vật cũng như phân bón hóa học trong sản xuất nông
nghiệp. Kết quả của nhiều công trình nghiên cứu đã chứng minh, việc canh tác trên
môi trường đất bị ô nhiễm kim loại sẽ dẫn đến sự hấp thu, tích lũy kim loại nặng
trên nông sản. Vì vậy, ô nhiễm kim loại nặng trong nông sản đang ngày càng trở
thành vấn đề đáng lo ngại đối với nhiều quốc gia trên thế giới, trong đó có Việt
Nam bởi độc tính, tính bền vững và khả năng tích lũy sinh học của chúng. Sự thâm
nhập của các kim loại nặng từ đất lên cây trồng trong điều kiện ô nhiễm là một quá
trình quan trọng do đây được coi là con đường chính để các kim loại nặng có khả
năng gây độc xâm nhập vào chuỗi thức ăn. Do vậy, đánh giá lượng kim loại nặng
thâm nhập từ đất vào cây trồng là việc làm hết sức cần thiết. Trên cơ sở bộ dữ liệu

13

về mức độ tích lũy kim loại nặng trong sinh khối cây trồng khi canh tác trên môi
trường đất ô nhiễm mà hóa học phân tích cung cấp, có thể đề xuất các giải pháp
tạm thời như thay thế loại cây trồng, điều chỉnh chế độ canh tác, ... và hướng đến
giải pháp bền vững là giải quyết triệt để tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi
trường canh tác dựa trên sự kết hợp giữa các ngành sinh học, nông lâm, môi
trường, ...
Do mức độ cấp thiết của vấn đề, ở Việt Nam cũng như trên thế giới đã có
nhiều công trình nghiên cứu về sự tồn tại của các kim loại nặng trong môi trường
đất và sự tích lũy của chúng lên cây trồng. Tuy nhiên, hầu hết các nghiên cứu đều
quan tâm đến việc xác định hàm lượng kim loại nặng trong các loại cây được trồng
trên nền đất ô nhiễm kim loại nặng nhưng chưa khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến
khả năng hấp thu và tích lũy ion kim loại nặng trong cây. Trong khi đó, quá trình
tích lũy các kim loại nặng từ đất lên cây trồng chịu ảnh hưởng của rất nhiều yếu tố
như đặc điểm cơ hóa lý của nền đất, chế độ canh tác, loài và đặc điểm sinh lý thực
vật cũng như sự tương tác, cạnh tranh giữa các kim loại nặng trong quá trình hấp
thụ lên cây trồng.
Từ các lý do trên, luận án “Nghiên cứu sự phân bố hàm lượng của các ion
kim loại nặng (Cu2+, Pb2+, Zn2+) lên sinh khối một số loại rau (cà rốt, khoai tây, bó
xôi, xà lách mỡ) được trồng trên nền đất chuyên canh rau Đà Lạt” được thực hiện
với mục tiêu nghiên cứu bao gồm:
-

Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu nhằm giảm thiểu thời gian và hóa chất.

-

Đánh giá khả năng tích lũy đồng, chì và kẽm từ đất trồng bị ô nhiễm các

ion kim loại này lên sinh khối các loại rau: cà rốt, khoai tây, bó xôi, xà lách mỡ.

-

Đánh giá ảnh hưởng của chế độ canh tác bao gồm việc sử dụng vôi, các

loại phân bón hóa học N, P, K và lượng của các loại phân bón này đến khả năng
tích lũy đồng, chì và kẽm lên sinh khối các loại rau trên.
-

Đánh giá khả năng hấp thu cạnh tranh giữa các ion Cu2+, Pb2+ và Zn2+

khi tích lũy từ đất trồng lên sinh khối các loại rau trên.

14


Để đạt được các mục tiêu đã đề ra, nội dung nghiên cứu của luận án tập
trung vào các vấn đề sau:
-

Thiết kế mô hình thực nghiệm.

-

Triển khai mô hình thực nghiệm, ghi nhận sự phát triển của các loại rau

nghiên cứu trên nền đất canh tác được gây ô nhiễm các ion kim loại Cu2+, Pb2+ và
Zn2+ ở các mức hàm lượng khác nhau.
-

Thu hoạch và xử lý sơ bộ mẫu phân tích.

-

Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu rau sau thu hoạch và các thông số của

thiết bị phân tích.
-

Đề xuất quy trình tối ưu xác định hàm lượng đồng, chì, kẽm trong các

mẫu nông sản bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.
-

Xác định hàm lượng đồng, chì, kẽm trong các mẫu rau sau thu hoạch.

-

Xử lý số liệu.

-

Đánh giá kết quả nhận được.

Ý nghĩa khoa học của luận án
Kết quả của luận án sẽ góp phần về mặt lý luận giải thích mối tương quan
giữa hàm lượng kim loại nặng trong môi trường canh tác và hàm lượng kim loại
nặng tích lũy trong sinh khối thực vật.
Việc làm rõ ảnh hưởng của bản chất kim loại nặng, đặc điểm sinh lý thực
vật, chế độ canh tác, sự cạnh tranh giữa các kim loại nặng khi cùng tồn tại trong
môi trường đến sự tích lũy kim loại nặng trong sinh khối thực vật sẽ cung cấp cơ sở

cho phép dự báo mức độ tích lũy kim loại nặng từ đất lên cây trồng.
Bộ dữ liệu về mức độ tích lũy các kim loại nặng từ đất ô nhiễm lên cây trồng,
ảnh hưởng của các yếu tố khác nhau sẽ cung cấp cơ sở triển khai hướng nghiên cứu
đa ngành – xu thế mới của khoa học hiện đại.
Ý nghĩa thực tiễn của luận án
Quy trình xử lý mẫu sau khi tối ưu hóa sẽ rút ngắn được thời gian, tiết kiệm
hóa chất cho phép xử lý một lượng lớn mẫu trong thời gian ngắn với hiệu suất thu
hồi cao.

15


Kết quả nghiên cứu sẽ cho phép đánh giá được mức độ hấp thu kim loại
nặng ở thực vật khi được canh tác trên môi trường ô nhiễm. Bộ số liệu nhận được
có thể cung cấp cơ sở cho các ngành khoa học khác như cải thiện quy trình canh
tác, nghiên cứu sự biến đổi các đặc trưng sinh thái đồng ruộng khi bị ô nhiễm kim
loại nặng, ...
Những đóng góp mới của luận án
Xây dựng được quy trình tối ưu xử lý mẫu thực vật để phân tích hàm lượng
kim loại trong chúng bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.
Đánh giá được khả năng tích lũy các kim loại Cu, Pb, Zn từ đất trồng chuyên
canh rau Đà Lạt lên sinh khối các loại rau: cà rốt, khoai tây, bó xôi, xà lách mỡ.
Đánh giá được ảnh hưởng của lượng vôi, lượng phân bón N, P, K cũng như
sự có mặt của kim loại khác đến khả năng tích lũy Cu, Pb, Zn trên sinh khối các
loại rau nghiên cứu khi trồng trên đất ô nhiễm kim loại nặng.
Hướng phát triển của luận án
Các kết quả nhận được trên cơ sở phân tích về hóa học sẽ là nguồn dữ liệu
quan trọng để có thể triển khai hướng nghiên cứu về sinh học di truyền nhằm trả lời
được câu hỏi liệu nguồn gen có đóng vai trò quan trọng trong quá trình hấp thu và
tích lũy kim loại nặng không và ở thế hệ tiếp sau, khả năng này có biến đổi, chúng

ta có thể tạo ra một thế hệ thực vật biến đổi gen có khả năng thích ứng cao với môi
trường ô nhiễm hay không? … Ngoài ra, kết quả nghiên cứu mà luận án đạt được
cũng là nguồn dữ liệu quan trọng đóng góp cho ngành sinh học phân tử nhằm giải
thích được cơ chế của hiện tượng, từ đó nghiên cứu cơ chế kích hoạt khả năng
chống chịu với môi trường ô nhiễm kim loại nặng của thực vật.

16


Chƣơng 1. TỔNG QUAN
1.1.

KIM LOẠI NẶNG

1.1.1. Định nghĩa
Kim loại nặng được định nghĩa là các kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5g/cm3.
Với sự phân loại này, kim loại nặng bao gồm các nguyên tố chuyển tiếp và các kim
loại có trọng lượng nguyên tử cao hơn của các nguyên tố từ nhóm III đến nhóm V
trong bảng phân loại hệ thống tuần hoàn. Chúng bao gồm: As (d = 5,72), Pt (d =
21,45), Sn (d = 6,99), Cd (d = 8,6), Cr (d = 7,10), Co (d = 8,90), Cu (d = 8,96), Pb
(d = 11,34), Hg (d = 13,53), Bi (d = 9,78), Ni (d = 8,91), Fe (d = 7,87), Mn (d =
7,44), Zn (d = 7,10), ... [170].
Trên quan điểm về độc học sinh thái và dựa trên bản chất của chúng, các kim
loại nặng được chia thành hai nhóm:
-

Nhóm kim loại nặng thiết yếu: bao gồm các nguyên tố cần thiết cho

chức năng chuyển hóa của sinh vật khi tồn tại với hàm lượng nhỏ như Mn, Co, Cu,
Zn, Fe, ..., chúng được gọi là các nguyên tố vi lượng. Tuy nhiên, khi tồn tại với hàm

lượng cao, các kim loại này sẽ gây độc cho cơ thể sinh vật [86].
-

Nhóm kim loại nặng độc: là các kim loại bền, không tham gia vào quá

trình sinh hóa trong cơ thể và có tính tích lũy sinh học (chuyển tiếp trong chuỗi thức
ăn và đi vào cơ thể sinh vật). Các kim loại này bao gồm: Hg, Ni, Pb, As, Cd, Pt, Cr,
Sn, ... Khi xâm nhập vào cơ thể sinh vật, chúng gây độc cấp tính và mãn tính [87].
1.1.2. Tính chất
Các kim loại nặng là tác nhân ô nhiễm nguy hiểm đối với môi trường, chuỗi
thức ăn và con người do hầu hết các kim loại nặng không phân hủy và tồn tại dai
dẳng trong hệ sinh thái. Kim loại nặng không độc khi ở dạng nguyên tố tự do nhưng
nguy hiểm đối với sinh vật sống khi ở dạng cation do khả năng gắn kết với các
chuỗi cacbon ngắn dẫn đến sự tích tụ trong cơ thể sinh vật sau nhiều năm [87]. Tính
độc hại của các kim loại nặng được thể hiện qua các đặc điểm sau:

17


-

Một số kim loại nặng có thể bị chuyển từ dạng có độc tính thấp sang dạng có

độc tính cao hơn trong một số điều kiện môi trường.
-

Sự tích tụ sinh học (bioaccumulation) của các kim loại qua chuỗi thức ăn có

thể làm tổn hại các hoạt động sinh lý bình thường và gây nguy hiểm cho sức khỏe
của con người. Khi kim loại nặng tích tụ sinh học lớn nhưng đào thải chậm sẽ dẫn

đến hiện tượng khuếch đại sinh học (biomagnification/bioamplification) [5].
-

Các kim loại nặng không thể phân hủy sinh học. Không giống như các thuốc

trừ sâu hữu cơ, kim loại không thể bị phá vỡ thành các thành phần không gây hại.
Sự tồn lưu của các chất ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường được xếp thứ nhất
trong các chất ô nhiễm [5].
1.2.

VẤN ĐỀ Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG MÔI TRƢỜNG ĐẤT

1.2.1. Thực trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trƣờng đất tại Việt Nam
Theo thống kê của Bộ Tài nguyên và Môi trường năm 2014 [35], tổng diện
tích đất tự nhiên của nước ta là 33.096.731 ha, trong đó, diện tích nhóm đất nông
nghiệp là 26.822.953 ha, diện tích nhóm đất phi nông nghiệp là 3.796.871ha và diện
tích nhóm đất chưa sử dụng là 2.476.908 ha. Do hậu quả của giai đoạn công nghiệp
hóa, nhiều diện tích đất ở Việt Nam đã được nhận định là nhiễm kim loại nặng.
Nhiều công trình nghiên cứu đã được tiến hành nhằm khảo sát, đánh giá hiện trạng
ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất, chẳng hạn như:
Khi nghiên cứu về chất lượng môi trường đất tại làng nghề đúc nhôm, đồng
ở xã Đại Đồng, Văn Lâm, Hưng Yên, các tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa (2001)
[11] nhận thấy, hàm lượng kim loại nặng trong đất khá cao: trung bình hàm lượng
cadmi 1,0 mg/kg; đồng 41,1 mg/kg; chì 39,7 mg/kg; kẽm 100,3 mg/kg.
Nghiên cứu của Phạm Quang Hà (2001) [15] về hàm lượng Cd trong một số
loại đất ở Việt Nam cho thấy, hàm lượng Cd trong đất xám là thấp nhất (trung bình
khoảng 0,47ppm), tiếp theo là đất phù sa (0,82ppm) và cao nhất là đất đỏ
(1,24ppm). Ngược lại, hàm lượng Cd trong các mẫu bùn lại rất cao (giá trị lớn nhất
là 60,30ppm) tại ao của các thôn có ngành nghề truyền thống như đúc đồng, nhôm.

18


Năm 2001, khi phân tích hàm lượng 6 kim loại nặng (đồng, kẽm, chì, thủy
ngân, crôm, cadmi) trong 126 mẫu đất trồng lúa bị ô nhiễm bởi nước tưới từ các
kênh thoát nước của thành phố Hồ Chí Minh, Nguyễn Ngọc Quỳnh và các cộng sự
[28] đã đưa ra nhận định: hàm lượng crôm, chì, thủy ngân, đồng trong các mẫu đất
đều tương đương hoặc cao hơn ngưỡng cho phép (TCVN 7209:2002) đối với đất sử
dụng cho mục đích nông nghiệp. Đặc biệt, các khu vực gần nhà máy và khu công
nghiệp đều có sự tích lũy cao cadmi trong đất với hàm lượng lên đến 9,9 ÷ 10,3
mg/kg, vượt quá tiêu chuẩn cho phép 5 lần.
Tác giả Phan Quốc Hưng (2012) [21] khi khảo sát mức độ ô nhiễm kim loại
nặng trong đất nông nghiệp tại thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh
Hưng Yên – địa phương có nghề truyền thống tái chế kim loại màu đã đưa ra kết
luận: 100% các mẫu đất có hàm lượng đồng và chì vượt quá ngưỡng cho phép (hàm
lượng tổng số của đồng vượt ngưỡng từ 1,5 đến 2,7 lần; hàm lượng Pb tổng số vượt
ngưỡng từ 11,9 đến 18,7 lần); 58,3% mẫu có hàm lượng kẽm vượt ngưỡng cho
phép, đặc biệt có đến 75% mẫu có hàm lượng chì trên 1000mg/kg đất khô.
Tác giả Lương Thị Thúy Vân (2013) [39] khi nghiên cứu về hiện trạng ô
nhiễm Pb và As trong đất tại khu vực khai thác thiếc ở xã Hà Thượng (Đại Từ) và
khai thác chì, kẽm tại xã Tân Long (Đồng Hỷ), Thái Nguyên đã đưa ra nhận định,
đất tại xã Tân Long có chứa hàm lượng cao các nguyên tố Pb, Zn và Cd trong khi
đất thuộc xã Hà Thượng tập trung nhiều As. Hàm lượng kim loại nặng trong các
mẫu đất nghiên cứu đều cao hơn tiêu chuẩn cho phép trong đất nông nghiệp nhiều
lần.
Như vậy, từ kết quả của các nghiên cứu trên có thể nhận thấy tình trạng ô
nhiễm kim loại nặng trong đất nông nghiệp đang diễn biến ngày càng phức tạp do
dân số tăng nhanh, các hoạt động sản xuất công nghiệp và nông nghiệp không
ngừng phát triển. Hậu quả của các hoạt động trên là môi trường đất đã trở thành
nơi chứa tất cả các loại chất thải, trong đó có một lượng lớn các kim loại nặng.

19


1.2.2. Nguyên nhân gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất
Nguồn gốc chính gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất nông nghiệp là từ sự
phong hoá đá mẹ trong quá trình hình thành đất và các hoạt động nhân sinh.
1.2.2.1. Nguồn từ quá trình phong hóa đá mẹ
Sự có mặt của các kim loại nặng trên trái đất là kết quả của sự phong hóa tự
nhiên các vỉa quặng. Nguồn này phụ thuộc nhiều vào đá mẹ, tuy nhiên, hàm lượng
các ion kim loại nặng trong đá thường rất thấp, chủ yếu nằm trong các vùng trầm
tích giàu oxid, quặng và các loại đá giàu kim loại như magma siêu acid. Sự phân bố
của các kim loại nặng trong một số khoáng vật điển hình được thể hiện trong Bảng
1.1 [23].
Bảng 1.1. Thành phần kim loại nặng trong một số khoáng vật điển hình
Trạng thái
phong hóa

Khoáng vật

Dễ bị phong hóa

Olivine

-

Anorthite

-

Augite

-

Hornblende

Hiện diện
Đá macma

Thành phần kim
loại vết
Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Mn, Cu, Sr

Đá siêu bazơ và bazơ

Mn, Co, Ni, Cu,

núi lửa

Zn, Pb

Phân bố rộng trong đá

Mn, Co, Ni, Cu, Zn

macma và biến chất
-

Albite

Đá nham thạch trung

Cu

gian
-

Biotite

Mn, Co, Ni, Cu, Zn

-

Orthoclase

Đá macma acid

Cu, Sr

-

Muscovite

Granite, phiến thạch,

Cu, Sr

thủy tinh
Khả năng ổn định

khoáng tăng

Magnetite

Đá macma và đá

Cr, Co, Ni, Zn

macma biến chất
(Nguồn: Lê Văn Khoa, 2004)
20


1.2.2.2. Nguồn từ hoạt động nhân sinh
Ngoài nguồn từ quá trình phong hóa tự nhiên, có nhiều nguồn khác nhau từ
các hoạt động nhân sinh đưa các kim loại nặng vào đất, bao gồm: hoạt động công
nghiệp, khai thác khoáng sản, luyện kim, hoạt động sản xuất nông nghiệp, chăn
nuôi, chất thải từ các làng nghề, … Các hoạt động này đóng góp chủ yếu vào sự gia
tăng hàm lượng kim loại nặng trong môi trường.
-

Hoạt động công nghiệp:

Với tốc độ phát triển mạnh mẽ của quá trình công nghiệp hóa, lượng kim loại
nặng phát thải vào môi trường ngày càng gia tăng. Phế thải từ các ngành công
nghiệp khai thác than đá, dầu mỏ chứa các kim loại chì, cadmi, thủy ngân với hàm
lượng rất cao. Nước thải từ các khu công nghiệp, đặc biệt là các ngành công nghiệp
thuộc da, nhuộm, chế biến thực phẩm, hóa chất, … có chứa hàm lượng các chất gây
ô nhiễm cao, trong đó có các kim loại nặng. Các chất này khi thải thẳng ra môi
trường mà không qua xử lý đã phát thải một lượng lớn kim loại nặng vào môi

trường và tích lũy trong đất.
Ngoài ra, việc đốt các nhiên liệu hóa thạch, luyện kim và các kỹ thuật xử lý
khác có sử dụng hóa chất đã phát thải hàng tấn các kim loại nặng vào khí quyển,
mang đi hàng dặm và sau cùng lắng trên thảm thực vật và thâm nhập vào đất [63].
-

Hoạt động nông nghiệp, chăn nuôi:

Trong quá trình sản xuất nông nghiệp, nông dân đã làm gia tăng đáng kể hàm
lượng các kim loại nặng trong đất do sử dụng các chất hóa học như phân bón hóa
học, thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, … Việc tăng cường sử dụng các sản phẩm này đã
phát thải một lượng lớn các kim loại nặng vào đất do các loại thuốc bảo vệ thực vật
thường chứa các kim loại nặng như chì, cadmi, đồng, …[65] trong khi các loại phân
bón hóa học thường chứa chì, cadmi, crom, niken, … [49].
Kết quả phân tích hàm lượng cadmi, đồng, chì, kẽm trong các loại phân hóa
học cho thấy: photphat là loại phân hóa học chứa hàm lượng kim loại nặng lớn nhất
(cadmi 0,1 ÷ 170mg/kg, đồng 1 ÷ 3000mg/kg, chì 7 ÷ 225mg/kg, kẽm 50 ÷ 1400
mg/kg), phân nitrate chứa cadmi từ 0,05 đến 8,5mg/kg [10].

21


Một số loại thuốc trừ sâu thường được sử dụng phổ biến trong nông nghiệp
chứa nồng độ đáng kể các kim loại nặng. Theo thống kê, khoảng 10% các loại thuốc
trừ sâu và thuốc diệt nấm được điều chế dựa trên các hợp chất có chứa Cu, Hg, Mn,
Pb, Zn [108].
Ngoài ra, do tập quán sản xuất, việc sử dụng phân chuồng từ gia súc, gia cầm
để tưới cho rau cũng làm tăng hàm lượng các kim loại nặng trong đất do các loại
thức ăn tổng hợp dùng trong chăn nuôi có chứa nhiều kim loại như mangan, sắt,
coban, chì, … Kim loại trong phân sẽ xâm nhập vào đất trồng và tồn lưu trong các

loại nông sản [20].
-

Chất thải làng nghề:

Hiện nay, ở nước ta, vấn đề ô nhiễm môi trường đất và nước xảy ra rất
nghiêm trọng tại các làng nghề tái chế kim loại. Theo nghiên cứu của các nhà khoa
học, hàm lượng kim loại nặng trong nước thải tại các làng nghề tái chế kim loại đều
cao hơn tiêu chuẩn cho phép và đều thải trực tiếp ra môi trường mà chưa qua xử lý.
Theo tác giả Lê Đức và cộng sự (2003) [12] khi nghiên cứu về ô nhiễm ở
làng nghề cơ kim khí Phùng Xá, Thạch Thất, Hà Tây, đã kết luận: hàm lượng đồng,
chì, kẽm trong nguồn nước thải rất cao, đặc biệt, chì trong nước thải cao gấp 100
lần tiêu chuẩn cho phép.
Theo kết quả khảo sát của Trung tâm Quan trắc – Phân tích tài nguyên môi
trường Hà Nội và điều tra của Chi cục ảo vệ môi trường Hà Nội tại hơn 40 làng
nghề trên địa bàn thành phố cho thấy, môi trường nước, không khí, đất đai bị ô
nhiễm nặng bởi các hóa chất độc hại. Nguồn nước ngầm có hàm lượng NH 4+,
phenol, ecoli, coliform, kim loại nặng (As, Hg) vượt ngưỡng cho phép nhiều lần.
Hầu hết ao, hồ, kênh mương thủy lợi bị nhiễm độc bởi NH 4+, NO2-¸ PO43-, thủy
ngân, phenol, dầu mỡ, coliform; môi trường đất bị nhiễm các kim loại nặng như
đồng, kẽm, … [18]
-

Ô nhiễm do hoạt động khai thác khoáng sản:

Quá trình khai thác khoáng sản gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở
mức độ nghiêm trọng là một thực tế đáng báo động hiện nay. Các dạng ô nhiễm môi

22

trường tại những mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt,
nước ngầm. Các tác nhân gây ô nhiễm bao gồm acid, kim loại nặng, cyanide, các
loại khí độc, … liên tục thải ra đã dẫn đến việc tăng cao hàm lượng các kim loại
nặng có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd, … Trên thực
tế, bất kỳ giai đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng đều phát thải kim
loại nặng vào đất, nước, không khí và từ đó thâm nhập 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 khi mỏ đã ngừng hoạt động.
Các hoạt động trên đã phát thải một lượng đáng kể kim loại nặng vào môi
trường và là nguồn gốc chính dẫn đến tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi
trường nói chung và môi trường đất nói riêng.
1.2.3. Sự chuyển hóa của kim loại nặng trong môi trƣờng đất
Từ các nguồn khác nhau, sau khi đến bề mặt đất, các kim loại nặng sẽ tham
gia vào các quá trình chuyển hóa hóa học, quang hóa hoặc chuyển hóa sinh học, bị
đất giữ lại ở dạng hấp phụ hoặc tạo thành dạng tồn dư. Một phần khác linh động
trong môi trường đất, theo phương thức thấm lọc đi vào nước ngầm hoặc bị thực vật
hấp thu. Các kim loại nặng được phân bố lại trong phẫu diện đất ở dạng hòa tan
hoặc hấp phụ trên keo đất. Trong quá trình di chuyển qua môi trường đất, các kim
loại nặng cũng tham gia vào các phản ứng trong đất, bao gồm: phản ứng hòa tan,
kết tủa, phân hủy hóa học, …
Đất được cấu thành từ ba pha: pha rắn (khoáng vật nguyên sinh, thứ sinh, vật
liệu hữu cơ, keo đất), pha lỏng (dung dịch đất chứa các hợp chất vô cơ, hữu cơ, …)
và pha khí (khí trong lỗ hổng, khí hấp thụ trong keo, …). Khi thâm nhập vào đất,
các kim loại nặng có thể liên kết với một hoặc nhiều pha của đất. Mức độ phân bố
của các kim loại nặng trong các pha của đất phụ thuộc vào đặc trưng của pha và bản
chất của kim loại nặng. Quá trình thay đổi trạng thái của hợp phần tạo bởi kim loại
nặng và các thành phần của đất được gọi là quá trình chuyển pha. Quá trình chuyển
pha của các kim loại nặng gồm: thoát hơi, hòa tan, bay hơi, hấp phụ. Trong các quá
trình trên, khi thâm nhập vào đất, ở giai đoạn đầu tiên, quá trình hòa tan các kim

23


loại nặng chiếm ưu thế hơn các quá trình khác. Phụ thuộc vào điện tích, các ion vô
cơ phản ứng mạnh với nguyên tử oxy của phân tử nước và thể hiện tính hòa tan lớn.
Hấp phụ là quá trình cơ bản ảnh hưởng đến sự vận chuyển các kim loại nặng
trong đất. Đất có tính chất hấp phụ cao nhờ có các hạt sét có đường kính bé hơn 103

mm, có diện tích bề mặt lớn và mang một lớp ion tích điện quanh hạt gọi là keo đất

[13]. Sự hấp phụ giữa keo đất và các ion trong dung dịch đất được thực hiện dựa
trên quá trình trao đổi cation. Các loại đất có nhiều mùn, nhiều sét thì khả năng hấp
phụ càng cao. Các quá trình trao đổi chủ yếu xảy ra trong đất bao gồm:
Đất sét – M1 + M2+ → Đất sét – M2 + M1+
Đất sét – OH + M+ → Đất sét – OM + H+
Đất sét – K + M+ → Đất sét – M + K+
Cation có hóa trị càng cao càng có lực hút bám lớn ở vị trí trao đổi. Người ta
sử dụng thuật ngữ ái lực hấp phụ để mô tả lực mà nhờ đó một cation được giữ dưới
dạng hấp phụ ở vị trí trao đổi. Kích thước cation cũng ảnh hưởng đến ái lực hấp
phụ, cation kích thước nhỏ thường bị hydrat hóa mạnh, có ái lực hấp phụ nhỏ và dễ
bị trao đổi.
Khi các ion kim loại trong dung dịch đất bị các vi sinh vật sử dụng hoặc thực
vật hấp thụ, cân bằng giữa nồng độ cation trong dung dịch đất và nồng độ cation tại
vị trí hấp phụ bị đảo lộn dẫn đến sự trao đổi cation từ keo đất vào dung dịch đất.
Khi những vị trí trao đổi trước đó lưu giữ một ion kim loại nhất định nào đó, nồng
độ dung dịch đất của các cation này sẽ bị thay đổi bởi sự hòa tan các muối kết tủa.
Sự trao đổi cation tại những vị trí tích điện âm trên bề mặt hạt đất là cơ chế chính
lưu giữ các cation kim loại nặng gây ô nhiễm mạnh. Hai nhân tố quan trọng tác
động đến độ linh động của các ion kim loại trong đất là khả năng hòa tan của ion và

điện tích của ion kim loại.
Như vậy, trong môi trường đất, kim loại nặng có thể tồn tại ở nhiều dạng liên
kết hóa học khác nhau tùy thuộc vào đặc tính của đất, các điều kiện môi trường và
bản chất của kim loại. Nhìn chung, kim loại nặng có thể tồn tại chủ yếu ở các dạng
sau trong môi trường đất (Hình 1.1):

24


Hình 1.1. Các dạng liên kết của kim loại nặng trong môi trường đất [58]
1.2.4. Dạng tồn tại và chuyển hóa của đồng, chì và kẽm trong đất
1.2.4.1. Dạng tồn tại và chuyển hóa của đồng trong đất
Đồng là kim loại thuộc nhóm I

trong bảng phân loại hệ thống tuần hoàn.

Trong thiên nhiên, đồng có hai đồng vị bền là 63Cu (chiếm 70,13%) và 65Cu (chiếm
29,87%). Ở trạng thái kim loại, đồng có màu hơi đỏ, sáng bóng ánh kim, mềm, dễ
dát mỏng và là chất dẫn điện, dẫn nhiệt tốt. Đồng có nhiệt độ nóng chảy là 1083oC,
sôi ở 2543oC, trọng lượng riêng d = 8,94g/cm3 [26].
Trong môi trường, đồng tồn tại ở nhiều dạng: sulphide, sulphate, cacbonate và
các hợp chất khác. Mức hàm lượng trung bình của đồng trong sinh quyển là 70ppm.
Trong đá có thể có khoảng 25 ÷ 35ppm đồng. Hàm lượng đồng trung bình trong đất
trên thế giới là 20 ÷ 30ppm [23].
Trong môi trường đất, đồng thường tồn tại trong các hợp chất hữu cơ hoặc
liên kết với các lớp aluminosilicate của keo sét và các chất vô cơ khác. Độ hoạt
động của Cu2+ tự do được xem như chỉ thị cho lượng đồng được hấp thụ ở thực vật
[152]. Lượng đồng hòa tan chỉ chiếm một phần rất nhỏ trong tổng lượng đồng trong

25

đất, hơn 98% đồng trong dịch đất liên kết với chất hữu cơ tại pH trung tính [151].
Đồng có ái lực cao đối với chất hữu cơ ở pha rắn vì vậy kim loại này có thể tích lũy
trên bề mặt của đất, từ đó làm giảm khả dụng sinh học đối với thực vật [118]. Trong
đất acid, đồng tồn tại ở dạng [Cu(H2O)6]2+, trong đất trung tính và kiềm, đồng tồn
tại ở dạng Cu(OH)2. Khả năng liên kết hóa học của đồng phụ thuộc vào pH và các
đặc tính của môi trường đất. Mức độ và sự phân bố của đồng trong đất và trong dịch
đất thay đổi tùy theo đặc tính của đất và nguồn gốc vật chất [143].
Trong các dạng tồn tại, Cu2+ là dạng độc nhất, khi pH càng tăng thì các dạng
tồn tại của đồng sẽ thay đổi từ Cu2+, CuCO3, Cu(CO3)-, Cu(OH)3-, Cu(OH)42-. Kết
quả của nhiều nghiên cứu cho thấy, khi pH giảm xuống 1 đơn vị thì độ tan của đồng
trong đất tăng lên 100 lần. Do đó, khi pH của đất > 7, tình trạng thiếu đồng trong
đất sẽ tăng lên vì đồng tồn tại ở dạng Cu(OH)2 khó tan. Khi pH của đất < 4,5 lượng
đồng dễ tiêu trong đất cũng rất thấp do lượng đồng trong đất bị kết tủa bởi các
nhóm silicate và photphat [2].
1.2.4.2. Dạng tồn tại và chuyển hóa của chì trong đất
Chì (Pb) là kim loại màu xám xanh, rất mềm có thể cắt bằng dao. Pb là
nguyên tố nhóm IV, số thứ tự 82 trong bảng hệ thống tuần hoàn, khối lượng nguyên
tử 207,21, khối lượng riêng d = 11,34g/cm3. Trong tự nhiên, chì tồn tại dưới các
đồng vị 204Pb (1,55%), 206Pb (22,51%), 207Pb (22,60%), 208Pb (53,34%). Quặng quan
trọng nhất để khai thác Pb là galen (PbS) [26].
Chì là kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian bán thải trong
đất từ 800 đến 6000 năm. Trong tự nhiên, chì tồn tại chủ yếu dưới dạng PbS và bị
chuyển hóa thành PbSO4 do quá trình phong hóa. Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ
tham gia vào nhiều quá trình khác nhau trong đất như bị hấp phụ bởi các khoáng
sét, chất hữu cơ hoặc oxyt kim loại, hoặc bị cố định trở lại dưới dạng các hợp chất
Pb(OH)2, PbCO3, PbS, PbO, Pb3(PO4)2, Pb5(PO4)3OH [100].
Chì ở dạng di động trong đất là Pb2+, dạng này thường bị hấp phụ bởi khoáng
sét, các oxyt Fe và Mn và dạng phức với các hợp chất hữu cơ [24]. Chì ở dạng trao

đổi chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong đất. Các chất hữu cơ có vai

26


trò lớn trong đất do hình thành các phức hệ với chì. Đồng thời chúng cũng làm tăng
tính linh động của Pb khi các chất hữu cơ này có tính linh động cao. Chì cũng có
khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất dễ bay hơi như (CH3)4Pb.
Trong đất, chì có tính độc cao, nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại
khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất hữu cơ. Pb2+ trong đất có khả năng
thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét.
Khả năng hấp phụ chì tăng dần theo thứ tự sau: montmorillonit < axit humic <
kaolinit < allophane < oxyt sắt. Khả năng hấp phụ chì tăng dần đến pH tại đó hình
thành kết tủa Pb(OH)2 [22].
Như vậy, dạng tồn tại của Pb trong đất phụ thuộc chủ yếu vào thành phần cơ
học, khoáng vật, hàm lượng hợp chất hữu cơ, pH của đất, các hoạt động nhân sinh,
... Điều kiện hình thành đất ảnh hưởng rất lớn đến dạng tồn tại của Pb. Trong đất
vùng khô, Pb tồn tại ở dạng ion hấp phụ, cacbonat hữu cơ, sunfua. Trong đất vùng
nhiệt đới, Pb ở dạng hydroxyt chiếm ưu thế. Hàm lượng Pb trong đất có xu hướng
giảm từ trên xuống tương ứng với sự giảm hàm lượng chất hữu cơ trong phẫu diện
đất [27].
1.2.4.3. Dạng tồn tại và chuyển hóa của kẽm trong đất
Kẽm là nguyên tố thuộc phân nhóm phụ nhóm II, số thứ tự 32 trong bảng hệ
thống tuần hoàn. Kẽm là kim loại màu trắng hơi xanh, dễ nóng chảy, dễ bay hơi,
nhiệt độ nóng chảy là 419oC, bay hơi ở 907oC. Hàm lượng kẽm trong vỏ trái đất
khoảng 0,01%. Quặng chủ yếu để khai thác kẽm là blen kẽm (ZnS), calamin
(ZnCO3) [29].
Theo các tác giả Lidsay, Farrah, Peneva, Kuo và Mikkelsen (1993) [2], sự
khó kiểm soát trong quá trình chuyển hóa của các kim loại nặng trong đất là do
chúng rất giống nhau về hành vi, nhưng với Zn2+ dường như xảy ra dạng hòa tan

hoàn toàn. Sét và các chất hữu cơ trong đất có khả năng hấp thu và giữ chặt kẽm.
Các tác giả này cho rằng, có hai cơ chế hấp phụ kẽm trên các hạt đất khác nhau:
-

Trong môi trường acid, quá trình hấp phụ xảy ra chủ yếu tại những vị trí trao
đổi cation.

27


-

Trong môi trường kiềm, quá trình hấp phụ kẽm chịu ảnh hưởng mạnh bởi cơ
chế hấp thu hóa học và sự có mặt của các chất hữu cơ [2].
Kẽm trong đất có thể tồn tại ở nhiều dạng khác nhau như hòa tan, tạo phức

với các hợp chất hữu cơ, bị giữ trong các nhóm hydroxyl của đất, dạng kết tinh hoặc
là một phần của tinh thể khoáng sét. Một số dạng quặng của kẽm trong đất là
sfalevit (ZnS), zinkit (ZnO), smizonit (ZnCO3), vinlemit (Zn2SiO4), trong đó ZnCO3
là khoáng dễ tan nhất. Trong các môi trường khác nhau, kẽm có thể có trong thành
phần các muối khó tan (cacbonat, photphat) của các khoáng vật ozit, biotit và trong
mạng lưới tinh thể silicate (trong đó Zn2+ thay thế các cation Ca2+ và Mn2+). Ngoài
ra, kẽm có thể bị các khoáng như illit, kaolinit cố định [24].
Như vậy, quá trình chuyển hóa của các kim loại nặng trong đất là một quá
trình rất phức tạp, chịu sự chi phối của đặc tính môi trường đất và bản chất của
kim loại nặng. Kim loại nặng có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau trong đất,
tuy nhiên chỉ có dạng linh động hay còn gọi là dạng khả dụng sinh học mới có thể
được thực vật hấp thu.
1.3.

QUÁ TRÌNH HẤP THU VÀ TÍCH LŨY KIM LOẠI NẶNG TỪ ĐẤT
LÊN THỰC VẬT

1.3.1. Quá trình hấp thu và tích lũy kim loại nặng từ đất lên thực vật
Cây trồng tiếp nhận các nguyên tố cần thiết và không cần thiết từ đất do sự
hấp thu có chọn lọc các ion từ rễ hoặc do sự khuếch tán các nguyên tố trong đất và
vận chuyển vào các bộ phận của cây.
Mức độ tích lũy các kim loại nặng là khác nhau đối với từng loại thực vật,
dựa trên đặc điểm này, thực vật được chia thành 3 nhóm:
-

Thực vật đào thải: khi được trồng trên đất bị ô nhiễm kim loại, chúng vẫn

duy trì nồng độ kim loại trong cây ở mức thấp để chống lại sự ngộ độc; vì vậy, hàm
lượng kim loại từ rễ vận chuyển lên cây không vượt quá giới hạn cho phép. Thực
vật loại này có cơ chế ngăn không cho các kim loại nặng thẩm thấu vào cây. Khi
hàm lượng kim loại nặng trong đất cao hơn một giới hạn nhất định, sự hấp thụ của
thực vật thuộc nhóm này lại tăng rất nhanh, có thể là do hàm lượng kim loại nặng

28


quá cao đã làm cho cơ chế kháng độc của cây mất tác dụng và cây chỉ đơn thuần
tiếp nhận kim loại nặng một cách thụ động [79].
-

Thực vật tích lũy: kim loại nặng được cây trồng hấp thụ liên tục trong quá

trình sinh trưởng và phát triển; do vậy, chúng được tích lũy với hàm lượng cao
trong các bộ phận của cây. Đặc điểm của loại thực vật này là có khả năng hấp thu

mạnh và tích tụ cao kim loại nặng do chúng có hệ thống khử độc trong nội bào làm
tăng khả năng chống chịu độc tố ngay cả khi độc tố tồn tại với hàm lượng cao trong
cây. Tuy nhiên, khi hàm lượng kim loại nặng trong môi trường quá cao thì thực vật
không tiếp tục hấp thụ [79].
-

Thực vật chỉ thị: sự hấp thụ và vận chuyển các kim loại từ rễ đến cành tuân

theo quy luật; do vậy, hàm lượng kim loại nặng bên trong các bộ phận của thực vật
phản ánh mức độ ô nhiễm của môi trường canh tác, ít nhất là cho đến khi xảy ra sự
gây độc. Khi cây trồng bị nhiễm độc kim loại nặng sẽ xảy ra một số phản ứng hóa
sinh để giảm thiểu sự tổn hại tế bào. Thực vật loại này có khả năng điều chỉnh các
ảnh hưởng độc hại để tồn tại trong các môi trường chịu tác động bởi kim loại nặng
và là giải pháp tốt để giải quyết tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường
đất [164].
Thực vật đã phát triển một số cơ chế hấp thu kim loại nặng từ dịch đất và vận
chuyển các kim loại này trong cây. Sự hấp thụ các kim loại vào rễ cây là một quá
trình phức tạp của sự vận chuyển các kim loại từ dịch đất đến bề mặt của rễ và vào
bên trong các tế bào rễ. Quá trình này phức tạp do bầu rễ là phức hợp tự nhiên thay
đổi chức năng liên tục khi có sự tương tác giữa các tế bào rễ với các thành phần tạo
nên dịch đất và các vi sinh vật sống trong bầu rễ [79].
an đầu, các ion trong dung dịch đất được chuyển từ các lỗ khí trong đất tới
bề mặt rễ cây bằng hai con đường chính: sự khuếch tán và dòng chảy khối. Khuếch
tán là quá trình các kim loại nặng di chuyển từ vùng có nồng độ cao đến nơi có
nồng độ thấp do sự chuyển động ngẫu nhiên của các phân tử. Sự khuếch tán xảy ra
nhằm chống lại sự gia tăng gradient nồng độ bình thường đối với rễ cây bằng cách
hấp thụ các kim loại nặng trong dung dịch đất tại bề mặt tiếp giáp rễ cây – đất.

29

Dòng chảy khối được tạo ra do sự di chuyển của dung dịch đất tới bề mặt rễ cây. Cả
hai quá trình này xảy ra không đồng đều theo các tốc độ khác nhau tùy thuộc vào
nồng độ dung dịch đất [135, 154].
Quá trình xâm nhập kim loại nặng từ đất vào cây trồng trải qua ba giai
đoạn sau:
-

Ion kim loại nặng đi vào vùng tự do của rễ cây:

Sự di chuyển của các ion kim loại không bị giới hạn tại bề mặt rễ cây. Vùng
màng của các tế bào có khả năng dễ dàng cho dung dịch xâm nhập nên còn được
gọi là vùng tự do. Tại đây, các ion dương có thể khuếch tán tự do hoặc bị bẫy vào
những tế bào mang điện âm chẳng hạn như nhóm cacboxylic của các đơn vị
polygalacturonic gắn trên màng tế bào. Ion kim loại có khả năng tích lũy trong khu
vực tự do của rễ cây, một số bị bám dính chặt vào mặt tế bào rễ [86].
-

Ion kim loại nặng xâm nhập vào trong tế bào của rễ:

Quá trình vận chuyển kim loại nặng từ vùng rễ cây vào thành tế bào rễ không
phải là quá trình trao đổi chất (non-metabolic) mà là quá trình khuếch tán thụ động
với động lực là sự khuếch tán hoặc dòng chảy khối [86] như đã trình bày ở trên.
Thành tế bào ngoài cùng của rễ là một mạng lưới bao gồm xenlulose,
hemixenlulose, pectin và glucoprotein. Mạng lưới này có kích thước lỗ khác nhau
và các ion kim loại nặng có thể đi qua. Trong cấu trúc của pectin có các acid
polygalacturonic với nhóm cacboxylic mang điện tích âm hoạt động như các tâm
trao đổi cation. Các ion kim loại nặng liên kết mạnh với các nhóm acid cacboxylic
theo thứ tự Pb2+ > Cu2+ > Cd2+ > Zn2+ [156]. Sự liên kết này đóng một vai trò quan
trọng đối với sự tích lũy các kim loại nặng trong rễ cây và gia tăng lượng hấp thu

liên tục của ion kim loại nặng vào tế bào rễ. Tại những vị trí trên thành tế bào, nơi
cation không đi qua được do kích thước lỗ hẹp, các cation kim loại nặng sẽ bị kéo
vào các tâm trao đổi trên thành tế bào. Phụ thuộc vào mật độ điện tích âm trên các
tâm trao đổi này mà các kim loại nặng được tích tụ trên màng tế bào, làm tăng
gradient hàm lượng trên khắp màng tế bào và tăng cường khả năng di chuyển cation
vào bên trong tế bào [79].

30


Các ion kim loại nặng bị hấp thu trong tế bào có thể bị mất tính linh động
hay tính độc trong tế bào chất thông qua quá trình tạo phức với các phân tử hữu cơ
hoặc bị sa lắng xuống các khu vực giàu electron (electron – dense granules). Phức
chất tạo bởi các phân tử hợp chất hữu cơ là thành phần chiếm ưu thế có liên quan
đến các ion kim loại nặng trong tế bào chất. Weigel và Jager (1980) [90] cho biết,
khi thâm nhập vào tế bào rễ, ion kim loại nặng có thể được chuyển vào trạng thái
phức chất (chủ yếu là liên kết với các acid hữu cơ như acid citric, acid malic), đây là
dạng làm cho ion kim loại nặng bị sa lắng ở trong tế bào rễ. Ion kim loại nặng tích
lũy trong rễ chiếm 80 ÷ 90% tổng lượng kim loại được thực vật hấp thu. Hầu hết
các ion kim loại được tích lũy trong rễ cây đều ở trong không bào và tồn tại dưới
dạng liên kết với các hợp chất pectin và protein của thành tế bào [75].
Đối với một số loài thực vật, sự hiện diện của các ion kim loại nặng trong
các tế bào chất sẽ dẫn đến sự tổng hợp protein có liên kết với các ion kim loại nặng.
Những protein này có mặt ở trong tế bào chất và không bào, nơi có chứa các nhóm
sulphydryl và cacboxyl có khả năng tạo chelat với ion kim loại.
-

Vận chuyển ion kim loại nặng đến các mầm chồi:

Các ion kim loại nặng có thể vận chuyển lên các mầm chồi theo đường ngoài

màng tế bào (apoplast) hoặc di chuyển cùng tế bào chất từ tế bào nọ sang tế bào kia
theo mạng liên kết dịch tế bào (plasmodestama). Những ion kim loại đi qua màng tế
bào vào tế bào chất cũng có thể vận chuyển đến các không bào theo các cơ chế khác
nhau tùy thuộc vào đặc điểm của từng nguyên tố [79].
Các ion kim loại ở trong tế bào chất được chuyển từ tế bào này sang tế bào
khác thông qua con đường tổng hợp sẽ đi vào mao dẫn rễ và đưa đến các mầm chồi.
Sự di chuyển của các dung dịch trong mao dẫn rễ là nguyên nhân gây sự di chuyển
khối – dòng chảy khối. Các cation tự do có thể phản ứng với các nhóm mang điện
âm của thành tế bào mao dẫn rễ, đây chính là lý do cản trở sự vận chuyển của ion
kim loại nặng hay làm quá trình trao đổi bị chậm lại. Ngoài ra, các nhóm tạo phức
với ion kim loại tự do như các acid hữu cơ, amino acid trong mao dẫn rễ sẽ làm
giảm mức độ linh động của ion kim loại nặng và cho phép chúng chuyển vào các

31


mầm chồi. Sự xuất hiện các màng điện trái dấu với ion kim loại góp phần đẩy
nhanh quá trình đưa độc chất kim loại vào mầm chồi [86].
1.3.2. Các yếu tố ảnh hƣởng đến quá trình hấp thu kim loại nặng từ đất lên
thực vật
Quá trình hấp thu kim loại nặng từ đất lên thực vật là một quá trình phức tạp,
chịu ảnh hưởng của nhiều yếu tố, bao gồm đặc tính của đất (nhiệt độ, độ mặn, pH,
...), hàm lượng kim loại nặng trong đất, đặc điểm sinh lý của thực vật (loài, tuổi, các
bộ phận khác nhau của cây, ...) và các điều kiện môi trường.
1.3.2.1. Ảnh hưởng của các đặc tính của đất
Trong các đặc tính của đất, pH, hàm lượng chất hữu cơ, hàm lượng các oxyt
sắt và mangan, hàm lượng CaCO3, kết cấu của đất, độ mặn, thế oxy hóa – khử,
trạng thái dinh dưỡng, hàm lượng các khoáng chất và hình thái của đất đều ảnh
hưởng đến quá trình hấp thu kim loại nặng từ đất lên cây trồng; trong đó, pH, độ
mùn và lượng chất hữu cơ của đất có ảnh hưởng đáng kể đến quá trình này [102].

a. Ảnh hưởng của pH
pH của đất là một trong những yếu tố ảnh hưởng đáng kể đến độ di động của
kim loại nặng do nó ảnh hưởng trực tiếp đến độ tan của các kim loại nặng, ảnh
hưởng đến độ bền và khả năng tạo liên kết giữa cation kim loại với các colloid cũng
như hoạt tính của các vi sinh vật [166]. Kết quả của nhiều nghiên cứu [128, 144,
146] cho thấy, pH của đất dường như có ảnh hưởng lớn nhất đến độ tan hay khả
năng lưu giữ của các kim loại nặng trong đất. Trong đa số các trường hợp, khi đất
có độ pH cao, các cation kim loại có độ hòa tan thấp hơn và do đó được lưu giữ
nhiều hơn trong môi trường đất, từ đó hạn chế lượng kim loại vận chuyển lên thực
vật. Bảng 1.2 biểu diễn sự thay đổi mức độ linh động của các kim loại nặng trong
các điều kiện môi trường đất khác nhau.

32


Bảng 1.2. Quan hệ khái quát giữa Eh, pH của môi trường đất
và độ linh động của một số kim loại nặng
Điều kiện môi trƣờng đất

Độ linh động
tƣơng đối
Rất cao
Trung bình

Trung tính –

Oxy hóa

Acid

I

I

I, Mo, U, Se

I

Mo, U, Se, F,

Mo, U, Se, F,

F

F

Zn

Zn, Cu, Co, Ni,

Fe, Mn

Khử

Kiềm

Hg
Thấp

Pb, Be, Bi, Sb,

Pb, Be, Bi, Sb,

Pb, Be, Bi, Sb,

Ti

Ti, Fe, Mn

Ti, Fe, Mn

Al, Cr

Al, Cr, Zn, Cu,

Al, Cr, Mo,

Co, Ni, Hg

Se, Zn, Co,

Rất thấp đến Fe, Mn, Al, Cr
bất động

Cu, Ni, Hg,
As, Cd, Pb,
Be, Bi, Sb,
Ti
(Nguồn: Plant và Raiswell, 1983) [98]
Các kim loại nặng có thể được giữ lại trong đất do kết quả của sự hấp phụ, sự

tạo phức với các chất hữu cơ, sự tạo thành kết tủa với các cacbonat và các oxyt sắt,
nhôm và mangan [52, 60, 119] mà pH của đất lại có ảnh hưởng trực tiếp đến khả
năng và mức độ xảy ra các phản ứng trên. Do vậy, pH là yếu tố quan trọng quyết
định lượng kim loại có thể được thực vật hấp thụ.
b. Ảnh hưởng của hàm lượng chất mùn trong đất
Các chất mùn có cấu trúc phức tạp, có tính acid, thường là các hợp chất thơm
với khối lượng phân tử lớn (300 ÷ 100.000), ảnh hưởng đến khả năng hút nước, trao
đổi ion của đất cũng như khả năng liên kết với các ion kim loại. Trên cơ sở độ hòa
tan, chất mùn được chia thành 3 loại: acid humic, acid fuvic, acid humin.

33


Mùn đóng vai trò quan trọng trong việc bảo tồn chất dinh dưỡng trong đất và
tác động lên quá trình sử dụng chất dinh dưỡng ở cây trồng, khi tăng nồng độ mùn
sẽ dẫn đến việc tăng khả năng hấp phụ của đất, biểu hiện ở việc hình thành các phức
kim loại – hợp chất hữu cơ. Theo Stefanovits và các cộng sự (1999) [133], các tác
nhân tạo phức hữu cơ thúc đẩy khả dụng sinh học của các kim loại nặng, thường
xuất hiện trong đất có hàm lượng cao các phân tử mùn với khối lượng phân tử nhỏ
(oxalate, malate, citrate).
Chất mùn thường được bổ sung vào đất dưới dạng phân chuồng, phân
khoáng hữu cơ, phân hữu cơ. Theo kết quả nghiên cứu của Anna Zaniewicz ajkowska và cộng sự (2009) [175], việc tăng lượng chất mùn trong đất sẽ làm
giảm lượng kim loại nặng tích lũy trong sinh khối thực vật. Điều này là do các chất
hữu cơ trong chất mùn có khả năng tạo liên kết với các kim loại nặng từ đó giảm
lượng kim loại nặng dễ tiêu trong đất.
c. Ảnh hưởng của thành phần khoáng sét trong đất
Tính hấp phụ của khoáng sét trong đất cũng làm giảm độ tan của các kim
loại nặng từ đó làm giảm lượng kim loại ở trạng thái dễ được thực vật hấp thu. Tuy
nhiên, khả năng này còn phụ thuộc vào kích thước hạt và thành phần cũng như hàm
lượng khoáng sét trong đất [40].

Ngoài ra, quá trình hấp thu các kim loại nặng từ đất lên cây trồng còn phụ
thuộc vào lượng chất hữu cơ trong đất. Các hợp chất hữu cơ trong đất là các đại
phân tử có cấu trúc giả mixel có khả năng bao bọc các kim loại nặng làm giảm mức
độ linh động của chúng trong đất và do đó hạn chế khả năng thâm nhập vào cây
trồng [44].
1.3.2.2. Ảnh hưởng của hàm lượng kim loại nặng trong đất
Kim loại nặng thâm nhập từ đất vào thực vật thông qua hoạt động sinh
trưởng. Mức độ thâm nhập của kim loại nặng vào thực vật thường tỷ lệ thuận với
hàm lượng của chúng trong đất. Nồng độ của các kim loại nặng trong pha dung dịch
đóng vai trò quan trọng chủ yếu trong quá trình này do cây trồng hấp thu các kim
loại dễ tiêu từ dịch đất [166].

34


Độ linh động trong môi trường đất và khả năng được hấp thụ bởi rễ của kim
loại nặng được đặc trưng bởi khả dụng sinh học của kim loại đó. Thuật ngữ “khả
dụng sinh học” (bioavailability) được định nghĩa là lượng chất có thể được hấp thu
bởi một cơ thể sống và lưu thông trong cơ thể [121]. Do vậy, hàm lượng tổng cộng
của kim loại nặng trong đất không nhất thiết tương quan với lượng kim loại khả
dụng sinh học. Khả dụng sinh học của các kim loại nặng đối với thực vật phụ thuộc
vào các đặc điểm hóa – lý của đất như pH, hàm lượng chất hữu cơ, khả năng oxy
hóa – khử, khả năng trao đổi cation (CEC), hàm lượng sulphate, carbonate,
hydroxide, kết cấu đất và hàm lượng sét [92].
1.3.2.3. Ảnh hưởng của đặc điểm sinh lý thực vật
Sự vận chuyển kim loại nặng từ rễ lên thân, cành và lá chịu ảnh hưởng bởi
cơ chế hoạt động sinh lý thực vật và điều này quyết định phần lớn lượng kim loại
nặng tích lũy trong sinh khối thực vật.
Thực vật, cũng như tất cả các sinh vật khác, có các cơ chế khác nhau để duy
trì hàm lượng sinh lý của các ion kim loại thiết yếu và hạn chế sự phơi nhiễm các

kim loại nặng không cần thiết. Một vài cơ chế xảy ra đồng thời để cân bằng hàm
lượng kim loại ở nội bào và hạn chế nguy cơ bị ảnh hưởng bởi hàm lượng cao các
kim loại nặng trong cây trồng bằng cơ chế giải độc, bằng cách đó cây trồng chịu
được sự ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường canh tác.
Một số nghiên cứu đã chỉ ra rằng, một số loài thực vật có thể kích hoạt đặc
tính đề kháng chống lại các chất độc bao gồm cả các kim loại nặng, khả năng này
phụ thuộc vào các yếu tố sinh thái, sinh lý khác nhau trong những khoảng thời gian
và không gian khác nhau. Tuy nhiên, các loài thực vật không đề kháng như nhau
đối với các chất ô nhiễm trong môi trường. Khả năng đề kháng với một chất độc cụ
thể phụ thuộc vào đặc điểm di truyền của từng loài [158]. Kết quả của các nghiên
cứu cho thấy, thực vật có khả năng tiết ra một số hợp chất có khả năng liên kết với
một số nguyên tố trên bề mặt rễ làm tăng mức hấp thu một số kim loại nặng. Chẳng
hạn, sự có mặt của hợp chất tăng cường hấp thụ sắt (phytosiderophores) ở thực vật
làm tăng mức hấp thu và vận chuyển Fe, Mn, Zn từ rễ lên thân và lá [163]. Ngoài

35


ra, thực vật cũng có khả năng tiết ra các chất nhầy là các hợp chất giống gelatin cao
phân tử, chủ yếu là polychacarit chứa từ 20 đến 50% acid polyuronic. Các chất nhầy
này tạo ra mối tương tác giữa rễ cây và dịch đất nên có thể dẫn đến sự tăng cường
hoặc hạn chế sự hấp thu kim loại nặng vào vùng rễ cây [103]. ên cạnh đó, thực vật
có khả năng tiết ion H+ vào vùng rễ làm giảm pH của dịch đất từ 1 đến 2 đơn vị
trong khoảng 1 ÷ 2mm từ bề mặt rễ. Điều này làm tăng khả năng trao đổi cation với
các kim loại gắn trên keo đất, làm tăng sự linh động của các cation thông qua sự
thay thế H+ vào vị trí của cation kim loại liên kết với keo đất [42].
Khi thiếu các kim loại thiết yếu, hoạt độ của ion kim loại tự do trong dịch đất
thấp và cây trồng có xu hướng tăng khả năng hấp thu cực đại các kim loại. Quá
trình hấp thu chịu ảnh hưởng bởi tính tan và sự hình thành các kim loại trong bầu rễ
khi xảy ra các quá trình tạo phức với dịch rễ và làm pH của bầu rễ thay đổi [79].

Ngoài ra, sự hấp thụ kim loại nặng từ đất lên thực vật còn phụ thuộc nhiều
vào trạng thái sinh trưởng của cây trồng. Trong điều kiện cây phát triển mạnh, sự
hấp thụ kim loại nặng cũng tăng lên [70].
1.3.2.4.

Ảnh hưởng của các ion khác

Quá trình hấp thu kim loại nặng chịu ảnh hưởng của các ion khác cùng tồn
tại trong môi trường. Đó là sự cạnh tranh giữa các ion có cùng điện tích trong quá
trình hấp thu. Trong thủy canh, khi dung dịch có pH thấp (5 ÷ 6), ion H+ làm giảm
mức độ hấp thu kim loại nặng từ dung dịch do có sự cạnh tranh vị trí hấp thu giữa
cation H+ với các cation kim loại. Ngược lại, trong đất, ion H+ sẽ làm tăng khả năng
giải phóng các cation kim loại từ dạng keo (đất) sang dạng tan vào dung dịch đất
trong vùng rễ. Chính vì vậy, cây trồng trên đất chua nhẹ sẽ tăng mức hấp thu các
kim loại nặng.
Các nghiên cứu về sự biến động của các kim loại nặng trong đất đã chỉ ra
rằng hấp phụ là một quá trình cạnh tranh giữa các kim loại trong dung dịch đất và
trong quá trình hấp phụ trên bề mặt đất [109, 150]. Một số nghiên cứu về vấn đề
này đã được triển khai.

36


Harter (1992) [148] đã đánh giá sự hấp phụ đồng thời của Ni2+, Co2+, Cu2+
trên các loại đất khác nhau và kết quả nhận được cho thấy, sự hấp phụ của Cu2+
không bị ảnh hưởng bởi sự có mặt của Ni2+ trong khi lượng Co2+ được hấp phụ lại
giảm và mức độ giảm tỷ lệ thuận với lượng Ni2+ được hấp phụ.
Zhu và Alva (1993) [51] khi đánh giá mức độ hấp phụ của Cu2+ và Zn2+
trong sự hiện diện đồng thời của Ca2+, Mg2+, K+ với các mức nồng độ khác nhau đã
nhận thấy tác dụng ức chế của các cation thêm vào đối với sự hấp phụ Zn2+ lớn hơn

nhiều so với tác động của chúng lên sự hấp phụ của Cu2+.
Kết quả nghiên cứu của Veeresh và các cộng sự (2003) [155] về sự cạnh
tranh của một số kim loại trong quá trình hấp phụ trên ba loại đất khác nhau ở Ấn
Độ bị ô nhiễm tro bay và nước thải cho thấy, sự hấp phụ của Cu2+ chịu sự tác động
của Pb2+ trong khi sự hấp phụ của Ni2+ bị tác động mạnh khi có mặt Cd2+.
Theo nghiên cứu Arias và các cộng sự (2006) [111], khi tồn tại đồng thời
trong đất, sự hấp phụ của Zn2+ suy giảm đáng kể khi tăng nồng độ Cu2+ trong đất
trong khi sự hấp phụ của Cu2+ lại giảm gần 31% khi tăng nồng độ của Zn2+ trong
đất.
Khi nghiên cứu về sự cạnh tranh của Cd2+, Cu2+, Pb2+ và Zn2+ trong quá trình
hấp phụ trên các loại đất khác nhau ở phía Đông Trung Quốc, các tác giả Lu S. G.
và Xu Q. F. (2009) [80] nhận thấy, khi tồn tại đồng thời, sự hấp phụ của các kim
loại này khác biệt đáng kể so với khi chúng tồn tại riêng lẻ trong đất. Cụ thể, sự hấp
phụ của Cu2+ và Pb2+ tăng trong khi sự hấp phụ của Cd2+ và Zn2+ lại giảm khi chúng
tồn tại đồng thời trong đất. Mức độ hấp phụ chọn lọc kim loại trên các loại đất được
xếp theo thứ tự Pb2+ > Cu2+ > Zn2+ > Cd2+.
Kết quả của các nghiên cứu trên đã chứng minh sự ảnh hưởng lẫn nhau giữa
các kim loại nặng khi chúng tồn tại đồng thời trong môi trường. Môi trường đất khi
ô nhiễm thường chứa nhiều hơn một kim loại nặng. Do vậy, sự hấp thu của một kim
loại trong môi trường đất có thể bị ảnh hưởng bởi sự có mặt của các ion khác. Như
vậy, sự có mặt của các kim loại khác trong môi trường đất cũng ảnh hưởng đến quá
trình hấp thu kim loại nặng từ đất vào thực vật. Do đó, nghiên cứu về sự cạnh tranh

37