Nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến sự linh động và tích lũy đồng trong đất trồng cam cao phong, hòa bình

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

Huỳnh Thị Hoài Hương

NGHIÊN CỨU MỘT SỐ YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG
ĐẾN SỰ LINH ĐỘNG VÀ TÍCH LŨY ĐỒNG
TRONG ĐẤT TRỒNG CAM CAO PHONG, HÒA BÌNH

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội - 2018


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

Huỳnh Thị Hoài Hương

NGHIÊN CỨU MỘT SỐ YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG
ĐẾN SỰ LINH ĐỘNG VÀ TÍCH LŨY ĐỒNG
TRONG ĐẤT TRỒNG CAM CAO PHONG, HÒA BÌNH

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường
Mã số:

8520320.01

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC

TS. Trần Thị Tuyết Thu

Hà Nội - 2018


MỤC LỤC
Trang
MỤC LỤC ................................................................................................................... i
DANH MỤC BẢNG ................................................................................................. iii
DANH MỤC HÌNH .................................................................................................. iv
LỜI CAM ĐOAN .......................................................................................................v
LỜI CẢM ƠN ........................................................................................................... vi
DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT................................................................................ vii
MỞ ĐẦU .....................................................................................................................1
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU .............................................3
1.1. Tổng quan về đồng trong môi trường đất ............................................................3
1.1.1 Đặc điểm hóa học, nguồn gốc và dạng tồn tại của đồng trong đất ....................3
1.1.2 Ảnh hưởng của yếu tố môi trường đất đến sự linh động của đồng trong đất ....9
1.1.3 Hiện trạng ô nhiễm đồng trong đất nông nghiệp thế giới và Việt Nam...........15
1.2. Ảnh hưởng của đồng đến hệ sinh thái đất và sức khỏe con người ....................18
1.2.1. Ảnh hưởng của đồng đến các quá trình chuyển hóa sinh học trong đất .........18
1.2.2 Ảnh hưởng của đồng đến sự phát triển của thực vật ........................................19
1.2.3 Ảnh hưởng của đồng đến sức khỏe con người .................................................22
1.3. Biện pháp kiểm soát ô nhiễm đồng trong đất.....................................................23
1.3.1. Căn cứ đánh giá ô nhiễm .................................................................................23
1.3.2. Một số biện pháp xử lý đất ô nhiễm đồng.......................................................27
1.4. Tình hình sản xuất cam ở huyện Cao Phong, tỉnh Hoà Bình .............................30
CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ..34

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ......................................................................34
2.2. Nội dung nghiên cứu ..........................................................................................34
2.3. Phương pháp nghiên cứu....................................................................................34
2.3.1. Phương pháp kế thừa và tổng hợp tài liệu.......................................................34

i


2.3.2. Phương pháp điều tra, khảo sát thực địa và lấy mẫu đất nghiên cứu ..............35
2.3.3. Phương pháp trong phòng thí nghiệm .............................................................36
2.3.4. Phương pháp so sánh và xử lý số liệu .............................................................41
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN ..................................42
3.1. Một số đặc điểm của đất trồng cam Cao Phong, Hòa Bình ...............................42
3.1.1. Một số tính chất lý hoá học của các vườn cam nghiên cứu ............................42
3.1.2. Sự tích luỹ và các dạng tồn tại của đồng trong các phẫu diện đất nghiên cứu45
3.2. Quan hệ giữa tính chất đất với dạng tồn tại của Cu theo độ sâu phẫu diện .......51
3.3. Ảnh hưởng của một số axit hữu cơ đến khả năng linh động của Cu trong đất ..53
3.3.1. Ảnh hưởng của axit citric đến tính linh động của Cu trong đất ......................53
3.3.2. Ảnh hưởng của axit humic đến tính linh động của Cu trong đất ....................54
3.3.3. Ảnh hưởng của EDTA đến tính linh động của Cu trong đất ..........................55
3.3.4. Ảnh hưởng của PO43- đến tính linh động của Cu trong đất ............................56
3.4. Đề xuất giải pháp giảm thiểu ô nhiễm Cu trong đất trồng cam Cao Phong ......57
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ...................................................................................60
TÀI LIỆU THAM KHẢO .........................................................................................61
PHỤ LỤC ..................................................................................................................69

ii


DANH MỤC BẢNG

Trang

Bảng 1.1. Hàm lượng KLN trong một số loại đá chính ..............................................3
Bảng 1.2. Các nguồn đưa kim loại nặng vào đất nông nghiệp ...................................4
Bảng 1.3. Nguồn kim loại nặng từ một số hoạt động sản xuất công nghiệp ..............5
Bảng 1.4. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia (QCVN 03-MT:2015/BTNMT) ................24
về giới hạn cho phép của kim loại nặng trong đất ....................................................24
Bảng 1.5. Đánh giá mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong đất mặt ở Ba Lan ...........24
Bảng 1.6. Thang đánh giá ô nhiễm KLN chiết bằng CH3COONH4 1 N, pH = 4,5 ..26
Bảng 1.7. Giới hạn cho phép của KLN trong đất nông nghiệp ở một số quốc gia ...27
Bảng 1.8. Cơ cấu giống và thời vụ thu hoạch một số loại cây ăn quả có múi ..........32
Bảng 2.1. Chú giải địa điểm lấy mẫu nghiên cứu .....................................................34
Bảng 2.2. Phương pháp xác định các chỉ tiêu trong đất ............................................36
Bảng 2.3. Quy trình chiết liên tục các dạng Cu trong đất .........................................39
Bảng 2.4. Một số chỉ tiêu lý - hoá học của đất trước khi bố trí thí nghiệm ..............40
Bảng 3.1. Tính chất lý hoá của đất nghiên cứu theo độ sâu của phẫu diện ..............42
Bảng 3.2. Hàm lượng các dạng đồng trong 3 phẫu diện đất nghiên cứu ..................46
Bảng 3.3. Tình hình sử dụng hóa chất chứa đồng tại các vườn cam nghiên cứu .....47
Bảng 3.4. Hệ số tương quan giữa các dạng Cu và tính chất hóa lý của đất ..............52
Bảng 3.5. Hiệu suất hấp phụ Cu khi có mặt PO43- ....................................................57

iii


DANH MỤC HÌNH
Trang
Hình 1.1. Các dạng tồn tại của nguyên tố vết .............................................................7
Hình 1.2. Sự phân bố của các dạng đồng trong các phẫu diện đất .............................7
Hình 1.3. Cấu trúc hóa học và các nhóm chức của axit humic .................................11
Hình 1.4. Cấu trúc hóa học của axit citric .................................................................13

Hình 1.5. Cấu trúc hóa học của EDTA .....................................................................14
Hình 1.6. Ảnh hưởng độc tính của Cu đến thực vật..................................................20
Hình 1.7. Sự tích luỹ Cu trên bề mặt lá và cam quả Valencia ..................................22
Hình 1.8. Các công nghệ xử lý đất ô nhiễm bằng thực vật .......................................29
Hình 1.9. Sơ đồ vị trí huyện Cao Phong, tỉnh Hoà Bình...........................................31
Hình 1.10. Diện tích và sản lượng cam, quýt ở Cao Phong, Hòa Bình ....................33
Hình 2.1. Bản đồ khu vực lấy mẫu nghiên cứu (a) và hình ảnh một số phẫu diện đất
nghiên cứu ở Cao Phong, Hòa Bình (b) ....................................................................35
Hình 3.1. Kết quả độ chua trao đổi (pHKCl) theo độ sâu phẫu diện đất ....................43
Hình 3.2. Kết quả hàm lượng chất hữu cơ tích luỹ theo độ sâu phẫu diện đất .........44
Hình 3.3. Hàm lượng Al (a), Fe (b) hòa tan trong oxalat theo độ sâu phẫu diện đất45
Hình 3.4. Kết quả các dạng Cu trong các vườn cam theo độ sâu phẫu diện đất .......49
Hình 3.5. Tỷ lệ phần trăm (%) các dạng Cu trong phẫu diện đất .............................50
Hình 3.6. Kết quả ảnh hưởng của axit Citric đến tính linh động của Cu trong đất ..53
Hình 3.5. Kết quả ảnh hưởng của axit humic đến tính linh động của Cu trong đất..54
Hình 3.8. Kết quả ảnh hưởng của EDTA đến tính linh động của Cu trong đất ........55
Hình 3.9. Kết quả ảnh hưởng của PO43- đến tính linh động của Cu trong đất ..........56

iv


LỜI CAM ĐOAN

Học viên xin cam đoan toàn bộ kết quả trong luận văn này là công
trình nghiên cứu của học viên, các số liệu nghiên cứu được trình bày một
cách chính xác và trung thực. Toàn bộ số liệu và kết quả nghiên cứu trình
bày trong luận văn là học viên trực tiếp tham gia thực hiện, đồng thời
nhận được sự hỗ trợ về kinh phí và làm việc cùng nhóm nghiên cứu của
đề tài QG 16.19 do TS. Trần Thị Tuyết Thu làm chủ trì. Các số liệu của
các tác giả khác được sử dụng đã có trích dẫn rõ ràng.

Hà Nội, tháng 12 năm 2018
Học viên

Huỳnh Thị Hoài Hương

v


LỜI CẢM ƠN
Để hoàn thành luận văn này, học viên xin chân thành cảm ơn các thầy cô trong
Bộ môn Công nghệ Môi trường, Bộ môn Tài nguyên và Môi trường đất, Phòng thí
nghiệm Nghiên cứu Môi trường, Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự
nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội đã giảng dạy, chỉ bảo và tạo điều kiện cho em trong
suốt quá trình học tập, nghiên cứu và tiến hành thí nghiệm để hoàn thành luận văn
theo đúng thời gian quy định.
Đặc biệt là sự hướng dẫn tận tình, chu đáo và những đóng góp quý báu về
chuyên môn khoa học và kỹ năng thực hành thí nghiệm của TS. Trần Thị Tuyết
Thu - Cán bộ giảng dạy tại Bộ môn Tài nguyên và Môi trường đất, Khoa Môi trường,
Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội.
Bên cạnh đó, nghiên cứu cũng đã nhận được sự hỗ trợ và tạo mọi điều kiện
thuận lợi của các hộ gia đình trồng cam trên địa bàn thị trấn Cao Phong, tỉnh Hòa
Bình cho phép nhóm nghiên cứu đào phẫu diện đất, lấy mẫu đất nghiên cứu và thu
thập thông tin liên quan đến quá trình sản xuất cam.
Trân trọng cảm ơn đề tài QG. 16.19 đã tạo mọi điều kiện thuận lợi và hỗ trợ
toàn bộ kinh phí trong quá trình đi thực địa, khảo sát, phỏng vấn điều tra, đào phẫu
diện, lấy và phân tích 30 mẫu đất trong 3 phẫu diện đất để xác định các tính chất cơ
bản của đất, hàm lượng đồng tổng số, linh động, các dạng đồng trong đất trồng cam
Cao Phong, tỉnh Hòa Bình.
Cuối cùng học viên xin gửi lời cảm ơn đến gia đình, người thân và bạn bè,

những người đã luôn động viên, giúp đỡ, tạo mọi điều kiện về vật chất và tinh thần
cho em trong suốt thời gian học tập và hoàn thành luận văn.
Em xin chân thành cảm ơn sự giúp đỡ quý báu đó!
Hà Nội, ngày 24 tháng 12 năm 2018
Học viên

Huỳnh Thị Hoài Hương

vi


DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

Culđ

Cu linh động

Cuts

Cu tổng số

CHC

Chất hữu cơ

DA

Dalton

HCBVTV

Hóa chất bảo vệ thực vật

KLN

Kim loại nặng

QCVN

Quy chuẩn Việt Nam

TPCG

Thành phần cơ giới

VSV

Vi sinh vật

vii


MỞ ĐẦU
Cây có múi (cam, quýt, chanh, bưởi) là loại cây có giá trị kinh tế cao, được
trồng ở hầu hết các tỉnh thành ở Việt Nam với diện tích phát triển một cách nhanh
chóng do chuyển đổi từ đất nông nghiệp. Theo Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông
thôn, tổng diện tích đất trồng cây có múi năm 2017 là 221,6 nghìn ha, tăng 1,87 lần
so với năm 2015. Trong đó, diện tích trồng cam quýt là 112,6 nghìn ha, đạt sản lượng
948 nghìn tấn, tăng 37 nghìn ha về diện tích và 218,7 nghìn tấn về sản lượng so với
năm 2010. Điển hình là sự phát triển cây có múi ở các tỉnh miền núi phía Bắc như Hà

Giang, Tuyên Quang, Hòa Bình, Bắc Giang và vùng Đồng bằng Sông Cửu Long.
Cây cam là cây trồng chủ lực trong chiến lược tái cơ cấu ngành nông nghiệp
và phát triển kinh tế ở huyện Cao Phong, tỉnh Hòa Bình. Tính đến tháng 6 năm 2018,
diện tích đất trồng cam toàn huyện là 3.015 ha, gấp 5,4 lần năm 2010 và 1,7 lần năm
2014. Năm 2014, cây cam của huyện Cao Phong được nhận chỉ dẫn địa lý “Cam Cao
Phong”, góp phần thúc đẩy quá trình tiêu thụ và sản xuất cam tại vùng. Do có thời
gian khai thác lâu dài, trung bình từ 15-25 năm, lại trồng độc canh trên quy mô diện
tích lớn nên việc lạm dụng phân bón hoá học và hóa chất bảo vệ thực vật. Một trong
những nhóm bệnh hại khó phòng trừ là bệnh loét lá, thối quả, và ghẻ nhám, … Hoá
chất được sử dụng phổ biến trong phòng trừ nhóm bệnh này tại vùng trồng cam Cao
Phong là Epolists 85WP, Norshield 86.2 WG, Zisento 77 WP, … Hệ quả đã gây ảnh
hưởng đến năng suất và chất lượng cam thương phẩm, gia tăng tích lũy độc chất trong
môi trường, đặc biệt là vấn đề ô nhiễm đồng trong đất.
Đồng (Cu) là nguyên tố dinh dưỡng vi lượng thiết yếu cho nhu cầu dinh dưỡng
của các loài sinh vật. Tuy nhiên, ở hàm lượng Cu cao và sự tích lũy Cu lâu dài trong
môi trường đất. Do các cơ chế lan truyền và tích lũy Cu theo con đường phóng đại
sinh học, ô nhiễm Cu đã gây ảnh hưởng không nhỏ đến sức khỏe, sức sống của hệ
sinh thái đất, tác động đến các chu trình sinh địa hóa, ảnh hưởng đến sự phát triển của
thực vật và sản lượng nông nghiệp, gây nên nhiều rủi ro đến sức khỏe con người.
Chính vì vậy vấn đề ô nhiễm Cu trong đất nông nghiệp trên thế giới đã được tập trung
nghiên cứu. Mặc dù việc lạm dụng các hoá chất gốc Cu trong phòng trừ bệnh hại

1


đang trở nên báo động, tuy nhiên, ở Việt Nam thì chưa có nhiều công bố khoa học về
tình trạng ô nhiễm Cu trong đất nông nghiệp. Tình trạng ô nhiễm Cu trong một số
loại đất thâm canh cây chè và cam đã được chỉ rõ. Trong đó, hàm lượng Cu trong đất
trồng chè 40 - 50 năm ở Tân Cương, Thái Nguyên ở mức ô nhiễm trung bình đến
mức đáng quan tâm, gấp 1,21 - 5,45 lần so với QCVN 03-MT:2005/BTNMT (Trần

Thị Tuyết Thu, 2013). Theo Viện Địa chất (2007) và Trần Thị Tuyết Thu (2016),
hàm lượng Cu trong đất ở các vườn trồng cam lâu năm trên địa bàn huyện Cao Phong
dao động trong khoảng 114 - 183 ppm.
Trên cơ sở đó, một số giả thiết nghiên cứu đã được đặt ra bao gồm: (1) Quá
trình sử dụng lâu dài các hóa chất chứa Cu sẽ ảnh hưởng như thế nào đến sự lan truyền
và tích lũy Cu trong đất theo độ sâu của phẫu diện đất - nơi có tương tác trực tiếp và
gián tiếp với quá trình hút thu dinh dưỡng của hệ rễ thực vật; (2) Các tính chất cơ bản
của môi trường đất như pH, hàm lượng CHC, TPCG, sự có mặt của các oxit, hydroxit
Fe, Al và Mn có quan hệ như nào với tỷ lệ thành phần và các dạng tồn tại của Cu theo
độ sâu phẫu diện đất; (3) Sự hiện diện của [H+], tỷ lệ thành phần của các axit hữu cơ
phân tử thấp/cao sẽ ảnh hưởng như thế nào đến tính linh động của Cu trong đất. Từ
đây, đề tài “Nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến sự linh động và tích lũy đồng
trong đất trồng cam Cao Phong, Hòa Bình” được đặt ra nhằm cung cấp cơ sở dữ
liệu và bằng chứng khoa học để luận giải vấn đề nghiên cứu. Mục tiêu nghiên cứu
của đề tài luận văn bao gồm:
1)

Đánh giá được hiện trạng ô nhiễm Cu và các dạng tồn tại của Cu theo độ
sâu của phẫu diện đất tại vườn trồng cam nghiên cứu;

2)

Xác định được nguyên nhân gây ô nhiễm và một số tính chất cơ bản của
đất có ảnh hưởng đến dạng tồn tại và sự tích lũy của Cu theo độ sâu của
phẫu diện đất tại vườn trồng cam nghiên cứu;

3)

Nghiên cứu được ảnh hưởng của các axit hữu cơ (axit citric, humic và
EDTA), PO43- đến sự linh động của Cu trong đất thí nghiệm.

4)

Đề xuất được giải pháp giảm thiểu ô nhiễm Cu trong đất trồng cam ở huyện
Cao Phong, tỉnh Hòa Bình.

2


CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1. Tổng quan về đồng trong môi trường đất
1.1.1 Đặc điểm hóa học, nguồn gốc và dạng tồn tại của đồng trong đất
1.1.1.1. Đặc điểm hóa học
Đồng là kim loại chuyển tiếp, thuộc nhóm I - B, có khối lượng nguyên tử 64.
Trong tự nhiên, Cu tồn tại ở dạng kim loại hoặc các hợp chất hóa trị I và II như
sunphat, cacbonat. Đồng là một trong những nguyên tố ít linh động nhất, dễ bị hấp
phụ và phân bố không đồng đều trong phẫu diện đất. Đồng được tìm thấy trong các
khoáng như cuprit (Cu2O), malachit (Cu2CO3.Cu(OH)2), chalcopyrit (CuFeS2), azurit
(2 CuCO3.Cu(OH)2), chalcocit (Cu2S), và bornit (Cu5FeS4) và trong nhiều hợp chất
hữu cơ. Ion Cu (II) liên kết với O2, các tác nhân vô cơ như H2O, OH-, CO32-, SO42và với các tác nhân hữu cơ qua các nhóm như phenolic và cacboxylic.
1.1.1.2. Nguồn gốc tích lũy Cu trong đất
Kim loại nặng (KLN) nói chung và Cu nói riêng tồn tại trong môi trường đất
thông qua các quá trình tự nhiên và nhân tạo.
Bảng 1.1. Hàm lượng KLN trong một số loại đá chính
(Đơn vị: ppm)
KLN Ultramafic Đá mafic
Cr

2000 - 2980

Mn

1040 - 1300 1500 - 2200

200

Đá granit

Đá vôi

Đá cát kết Đá phiến sét

4

10 -11

35

90 - 100

400 - 500

620 - 1100

4 - 60

850

Ni

2000

150

0,5

7 - 12

2-9

68 - 70

Cu

10 - 44

90 - 100

10 - 13

5,5 - 15

30

39 - 50

Zn

50 - 58

100

40 - 52

20 - 25

16 - 30

100 - 120

Cd

0,12

0,13 - 0,2

0,09 - 0,2

0,028 - 0,1

0,05

0,2

Pb

0,1 - 1,4

3-5

20 - 24

5,7 - 7

8 - 10

20 - 23

(Nguồn: Sheila.M. R, 1994)
Theo nguồn tự nhiên, sự tích luỹ Cu trong đất liên quan đến các quá trình phong
hóa đá, khoáng vật, lắng đọng trầm tích cũng như lắng đọng từ khí quyển. Hàm lượng

3


KLN trong một số loại đá được trình bày ở bảng 1.1 cho thấy rằng, các loại đất có nguồn
gốc đá mẹ khác nhau thì có hàm lượng KLN khác nhau. Trong đó, đất phát triển trên đá
mắc ma ba zơ và đá phiến sét có hàm lượng Cu cao, đặc biệt là đá mắc ma bazơ có hàm
lượng Cu dao động từ 90 - 100 ppm, tiếp đến là đá phiến sét 39 - 50 ppm.
Các hoạt động nhân tạo như quá trình khai khoáng, sử dụng phân bón, hoá
chất, bùn thải, nước thải, chất thải từ các ngành công nghiệp luyện kim, điện tử, chế
biến gỗ, ... là nguyên nhân chính gây tích lũy Cu trong đất.
Trong đất, hàm lượng Cu tổng số thường dao động khoảng 1 - 50 ppm, hàm
lượng Cu ở một số vùng đất có thể lên đến 250 ppm. Còn đối với Cu dễ tiêu, do nhiều
yếu tố tác động nên hàm lượng của chúng có phạm vi biến thiên rộng. Hấp phụ là quá
trình quan trọng kiểm soát hàm lượng Cu trong dung dịch đất (Lê Đức, 2009). Theo
Allway (1990), việc sử dụng vôi, phân hóa học, phân hữu cơ, thuốc BVTV, bùn thải,
nước tưới làm tăng tích lũy Cu trong đất nông nghiệp (Bảng 1.2).
Bảng 1.2. Các nguồn đưa kim loại nặng vào đất nông nghiệp
(Đơn vị: ppm)

NT

Nước
thải

Phế thải Phân
Phân
Phân
compost chuồng Photphat Nitrat

Vôi

Thuốc Nước
BVTV tưới

Cr 8 - 40600 1,8 - 410

1,1 - 55

66 - 245

3,2 - 19

10 - 15

-

-

Cu 50 - 8000 13 - 3580

2 - 172

1- 300

-

2 - 125

-

-

Zn 91- 49000 82 - 5894 15 - 566

50 - 1450

1 - 44

10 - 450

-

-

Cd < 1- 3410 0,01 - 100 0,1 - 0,8

0,1 - 190 0,05- 8,5 0,04 - 0,1

-

<0,05

0,6 - 6

-

Hg

0,1 - 55

Pb

2 - 7000 1,3 - 2240 0,4 - 27

0,09 - 21 0,01-0,36 0,01 - 2,0 0,3 - 2,9
4 - 1000

0,05

2 - 120 20 - 1250 11 - 26

< 20

(Nguồn: Allway, 1990)
Ô nhiễm Cu trong môi trường đất do các hoạt động công nghiệp phụ thuộc vào
loại hình công nghiệp, đồng thời có thể phát sinh từ bụi và chất thải. Theo Sheila
(1994), Cu được sử dụng nhiều trong các ngành công nghiệp luyện kim, vi điện tử,
bảo quản và chế biến gỗ, sản xuất phân bón và thuốc trừ sâu (Bảng 1.3).

4


Bảng 1.3. Nguồn kim loại nặng từ một số hoạt động sản xuất công nghiệp
TT

Nguồn gây ô nhiễm

Nguyên tố kim loại

1

Công nghiệp khai khoáng, luyện kim

As, Cd, Hg, Pb, Ni, Cr, Zn, Cu, ...

2

Công nghiệp nhựa

Co, Cr, Cd, Hg

3

Công nghiệp vi điện tử

Cu, Ni, Cd, Zn, Sb

4

Bảo quản gỗ

Cu, Cr, As

5

Lắng đọng từ khí quyển

As, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn, ...

6

Phân bón hoá học

Cd, Pb, As, Cu, Mn

7

Bùn thải

Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, Zn
(Nguồn: Sheila,M. R., 1994)

Theo Alloway (2013), tổng hàm lượng các kim loại nặng trong đất có thể được
mô tả bằng một hàm số, trong đó tổng lượng tích luỹ sẽ bằng tổng từ tất cả các nguồn
đưa vào đất trừ đi nguồn bị mất theo sinh khối thu hoạch, tàn dư hoặc sinh khối thực vật
phục vụ lấy nguồn thức ăn gia súc, xói mòn, rửa trôi, bay hơi. Vì tất cả các nguồn này
lấy đi các KLN ở một lượng rất nhỏ, do đó chất ô nhiễm được tích luỹ lại sẽ nhiều hơn
rất nhiều so với lượng mất đi. Kết là hàm lượng KLN tích luỹ lại trong đất tăng dần theo
thời gian, gây rủi ro đến sức khoẻ con người và hệ sinh thái. Phương trình mô tả nguồn

đưa KLN vào đất được trình bày ngắn gọn như sau:
F (Mtotal) = f(Mpm + Matm + Msed + Mf + Mag + Mom + Mtm + Mic) - f(Mcr
+Meva+ Ml+Mer). Trong đó:
M là các KLN;
Mpm-nguồn từ đá mẹ, Matm-nguồn từ lắng đọng khí quyển, Msed-nguồn từ lắng
đọng trầm tích, Mf-nguồn từ sử dụng các loại phân bón hoá học, Mag-nguồn từ hoá chất
trong nông nghiệp, Mom-nguồn từ sử dụng phân hữu cơ, phân compost, Mtm-nguồn từ
các vật liệu trong hoạt động công nghiệp, Mic-nguồn từ các nguồn ô nhiễm khác.
Mcr: nguồn lấy đi theo sinh khối, tàn dư thu hoạch, Meva-nguồn mất do bay hơi,
Ml-nguồn mất do rửa trôi theo độ sâu phẫu diện đất, Mer-nguồn mất do xói mòn.

5


1.1.1.3. Dạng tồn tại của Cu trong đất
Cũng như các kim loại khác, sự chuyển hóa của Cu ở trong đất phụ thuộc vào
dạng tồn tại trong cấu trúc hóa học với các hợp chất và tính chất đặc hiệu của chúng.
Trong đất, Cu tồn tại chủ yếu ở dạng hòa tan trong dung dịch đất, linh động, liên kết
với chất hữu cơ, liên kết với cacbonat, với oxit Fe, Al và Mn, các dạng còn lại.
Dạng linh động: Cu được hấp phụ trên bề mặt các keo đất (keo sét, keo hữu
cơ khoáng, các axit mùn, các oxit/hydroxyt Fe, Al và Mn bị solvat hóa). Đây là dạng
có thể dễ dàng được trao đổi, góp phần vào dinh dưỡng đất, giúp cây dễ dàng sử dụng
cho nhu cầu dinh dưỡng.
Dạng liên kết cacbonat: Trong đất, Cu tồn tại dưới dạng các muối cacbonat
(CO32-). Sự tồn tại và liên kết của các dạng Cu phụ thuộc vào H+ trong đất cũng như
hàm lượng CO32-.
Dạng liên kết sắt, nhôm và mangan: Dạng này được hình thành do sự liên kết
bền của Cu với các oxit sắt, nhôm và mangan tồn tại trong đất.
Dạng liên kết với chất hữu cơ: Ở dạng này, Cu thường được liên kết trong cấu
trúc của các phân tử axit hữu cơ cao phân tử như axit humic, fulvic, các hợp chất hữu

cơ khó phân hủy (Persistent organic pollutants - POPs) hoặc kẹp giữa cấu trúc của
axit hữu cơ với mạng lưới tinh thể của khoáng sét. Sự liên kết này thường bền, chống
lại các tác nhân sinh hóa, do vậy không thể trao đổi ra dung dịch đất trong các điều
kiện phản ứng thông thường.
Dạng còn lại: Bao gồm dạng Cu còn lại trong cấu trúc tinh thể của các mạng
lưới tinh thể khoáng sét và các khoáng vật khác, hoặc bị kết tủa bởi gốc PO43-. Dạng
này rất khó giải phóng ra môi trường trong các điều kiện tự nhiên bình thường, mà
chỉ có thể được chuyển hóa bởi các quá trình phong hóa hoặc phản ứng sinh hóa đặc
hiệu. Do vậy, Cu sẽ được cố định và tích lũy bền vững theo thời gian.
Theo Lê Đức (2009), các dạng tồn tại của Cu trong đất thường theo thứ tự:
Dạng còn lại > liên kết với chất hữu cơ > liên kết với các oxit sắt nhôm > liên kết trao
đổi > dễ hòa tan (Hình 1.1).

6


Hình 1.1. Các dạng tồn tại của nguyên tố vết
(Nguồn: Lê Đức, 2009)
Theo Hokayem (2014) khi đất nông nghiệp trong vùng Zahle, Liban, cho thấy
Cu trong dạng còn lại chiếm tỷ lệ lớn nhất (53%), tiếp theo dạng liên kết với chất hữu
cơ chiếm 23% do Cu ái lực liên kết cao đối với các chất hữu cơ tự nhiên và các chất
humic tạo thành các phức Cu. Thêm vào đó, việc bổ sung phân bón, đặc biệt là phân
chuồng, có ảnh hưởng đáng kể đến sự tích lũy Cu trong đất.
Theo nghiên cứu của Kabala và Singh (2001) về các dạng tồn tại của Cu, Zn
trong các phẫu diện đất ở vùng lân cận nhà máy luyện đồng Glogow ở Ba Lan, đã chỉ
ra sự khác biệt chính trong việc phân bố Cu theo độ sâu phẫu diện đất, đó là sự đóng
góp tương đối của các dạng tồn tại của chúng (Hình 1.2).

Hình 1.2. Sự phân bố của các dạng đồng trong các phẫu diện đất
(Nguồn: Stanislawsska-Glubiak, 2018)

7


(Chất chiết rút: F1: H2O; F2: NH4Oac 1 M (pH 7,0); F3: NH4OAc 1 M (pH 5,0);
F4: NH2OH.HCl 1M trong 25% HOAc; F5: H2O2 30% trong HNO3 (pH 2,0); F6)
Trong tầng đất mặt bị ô nhiễm Cu, sự đóng góp của các phần còn lại không
vượt quá 7% hàm lượng Cu tổng số. Tuy nhiên, ở độ sâu từ 30 đến 80 cm trong đất
than bùn (Phẫu diện 1, 2 - Hình 1.2) và đất sét nâu (Phẫu diện 4 - Hình 1.2) tổng
lượng Cu ở dạng còn lại F6 chiếm 88 - 97%.
Theo Stanislawska - Glubiak và cộng sự (2018), các dạng Cu trong phẫu diện
đất ở vùng Jelcz-Laskowice phân bố không đồng đều theo độ sâu. Nhìn chung, Cu
tích lũy nhiều trong lớp đất mặt (0 - 10 cm) sau đó giảm dần ở độ sâu (10 - 30 cm) và
có thể tăng lên ở độ sâu (30 - 50 cm) liên quan đến nguồn bổ sung Cu vào đất và quá
trình mất đi bởi sinh khối cây trồng cũng như các nguyên nhân khác.
Tại một số vùng đất khác, hàm lượng các dạng Cu cũng có sự dao động lớn.
Theo Wang và cộng sự (2007), đất gần nhà máy luyện kim tại huyện Zhujiawu, tỉnh
Chiết Giang, Trung Quốc đã cho thấy sự tích luỹ Cu giảm dần theo khoảng cách
nguồn phát thải từ lò luyện đến các vị trí lấy mẫu xa hơn, hàm lượng Cu (121 - 833
ppm) và Zn (914 - 4700 ppm). Trong các mẫu đất, hàm lượng trung bình của dạng
Cu liên kết với chất hữu cơ và oxit sắt, mangan chiếm ưu thế, tiếp theo là dạng liên
kết CO32- và dạng còn lại. Hàm lượng Cu trao đổi trong đất rất thấp và chỉ chiếm
0,39% - 1,98% Cu tổng số.
Ở Việt Nam, nghiên cứu của Nguyễn Ngọc Minh và cộng sự (2009) về các
dạng tồn tại của Cu trong đất trồng lúa vùng đồng bằng sông Hồng, cho thấy Cu tồn
tại chủ yếu ở dạng còn lại > dạng liên kết với chất hữu cơ > liên kết với oxit Fe Mn > dạng trao đổi. Trần Thị Tuyết Thu và cộng sự (2018) khi nghiên cứu dạng tồn
tại của Cu trong lớp đất mặt 0-30 cm tại vườn trồng cam ở xã Bắc Phong, huyện Cao
Phong đã chỉ ra sự phân bố các dạng Cu trong đất trồng cam ở Cao Phong theo thứ
tự: Dạng hòa tan (F1) và dạng trao đổi (F2) < dạng liên kết với cacbonat (F3) < dạng
liên kết với hữu cơ (F5) < dạng liên kết với Fe-Mn oxit (F4) < dạng còn lại (F6). Có

thể thấy rằng, hầu hết Cu ở phần còn lại được liên kết bền chặt với các hợp phần khác
nhau trong đất. Tuy nhiên, chưa có nhiều nghiên cứu cụ thể về các dạng tồn tại của
Cu trong đất nông nghiệp Việt Nam.

8


1.1.2 Ảnh hưởng của yếu tố môi trường đất đến sự linh động của đồng trong đất
Các dạng tồn tại của Cu trong môi trường đất chịu ảnh hưởng của pH, hàm
lượng chất hữu cơ, TPCG, khả năng trao đổi cation (CEC), hàm lượng oxit Fe/Al/Mn.
 Độ chua của đất
Đối với các nhóm cation, giá trị pH càng thấp thì độ linh động càng cao, và ngược
lại đối với các nhóm anion. Có 2 giải thích cho cơ chế này: (a) pH giảm khi [H+] tăng thì
sự phân ly của các cation kim loại tăng và (b) Ngược lại khi [H+] giảm, độ âm điện thay
đổi trên bề mặt các hạt keo (gồm keo hữu cơ khoáng, chất hữu cơ, Al, Fe oxit, khoáng
sét 1:1 và 2:1) cùng tăng, vì vậy tăng khả năng giữ lại các cation và giảm anion. Do đó,
ảnh hưởng của pH lên tính linh động của các kim loại cho thấy sự giới hạn các axit trong
đất làm giảm độ linh động của kim loại (Antoniadis và cộng sự, 2017).
Tính linh động của Cu phụ thuộc lớn vào độ chua của đất. Theo nghiên cứu
của Ying Li và cộng sự (2001), khi pH < 6 thì khả năng linh động của Cu trong đất
tăng, tuy nhiên quá trình tối ưu cho sự cố định tạo phức với chất hữu cơ ở khoảng pH
7-8. Khi pH tăng lên thì độ bền vững của phức hữu cơ-kim loại tăng lên do sự phân
ly mạnh của các nhóm chức. Động thái này làm giảm sự linh động của Cu, đồng nghĩa
với việc giảm hàm lượng các dạng liên kết F1, F2, F3.
Hàm lượng Cu ở dạng trao đổi có thể hình thành kết tủa hóa học dưới dạng
Cu(OH)2 khi trị số pH > 4,7 và khi ở pH = 6,8 kết tủa xảy ra hoàn toàn. Ngoài ra,
trong môi trường axit, Cu sẽ chuyển sang dạng CuS. Ở điều kiện pH < 4,7 thì Cu liên
kết với khoáng sét và bị hấp phụ mạnh lên phức hệ keo đất (Lê Đức, 2009).
 Thành phần cơ giới
Thành phần cơ giới cũng góp phần ảnh hưởng đến lượng Cu dễ tiêu trong đất.

Đất cát có hàm lượng Cu thấp và thường xuyên thiếu hụt Cu. Đất có hàm lượng sét
cao giữ được nhiều Cu hơn nhưng cũng là một yếu tố khiến cây trồng dễ bị thiếu Cu
do chúng thường bị giữ lại trong đất ở dạng hấp phụ chặt.
Theo một số nghiên cứu cho thấy mức độ linh động của Cu trong đất phụ thuộc
vào loại đất và tính chất lý hoá học đặc trưng (Lê Đức, 2009).

9


 Thế oxy hóa khử
Việc huy động KLN trong đất ngập nước chịu ảnh hưởng mạnh do ngập lụt
thường xuyên gây ra các biến đổi lớn. Trong các vùng đất ngập nước thường xuyên,
quá trình oxy hóa - khử tác động điều chỉnh đến chu trình sinh địa hóa đất, gồm quá
trình phản nitrat hóa, khử mangan, khử sắt, khử sunphat và metan hóa. Trong trường
hợp đất có chứa khoáng Fe(II) có thể kết tinh như một sản phẩm khử, điều này được
chỉ ra trong các nghiên cứu về đất ngập nước và trầm tích. Tiếp theo, độ hòa tan của
KLN trong điều kiện ngập nước được kiểm soát bởi thế oxy hóa khử (Eh), pH, tính
chất hóa học của Fe, Mn, S và sự có mặt của các chất mang điện tử như các chất hữu
cơ hòa tan. Theo Shaheen và cộng sự (2014a và 2014b), các điều kiện khử trong thời
gian ngập nước dài ngày làm giảm Eh và pH, cũng như tăng chất hữu cơ hoà tan, Co,
Fe, Mn và Ni so với điều kiện oxi hóa. Ngược lại, trong chu kỳ ngập nước thời gian
ngắn, Cd, Cu, Zn, và SO42- sẽ được giải phóng ra ở nồng độ cao nhất khi Eh tăng.
 Axit hữu cơ
Axit hữu cơ trong môi trường đất có nguồn gốc từ các sản phẩm trao đổi chất
của thực vật, vi sinh vật, các quá trình phân hủy và chuyển hóa các chất hữu cơ tự
nhiên, trong đó các axit này đóng vai trò quan trọng trong quá trình hòa tan các chất
khoáng từ pha rắn của đất sang pha lỏng để cung cấp dinh dưỡng cho thực vật, chúng
được chia làm hai nhóm là các axit hữu cơ có khối lượng phân tử thấp (Low molecular
weight organic acids - LMWOA) khi trong phân tử axit hữu cơ có ít hơn 3 nhóm chức
(-COOH) và có khối lượng nguyên tử dao động trong khoảng 40-100 Da (Dalton),

bao gồm axit citric, axetic, malic, succinic, … và các axit hữu cơ có khối lượng phân
tử cao (High molecular weight organic acids - HMWOA) khi trong cấu trúc của chúng
có nhiều hơn 3 nhóm chức (-COOH) và khối lượng nguyên tử dao động trong khoảng
hàng trăm đến hàng triệu DA, điển hình là axit humic, fulvic và umin. Tỷ lệ thành
phần các axit hữu cơ trong đất phụ thuộc vào từng loại đất, nguồn gốc tàn dư thực
vật, hoạt động học đất, tổng hàm lượng các axit mùn trong đất thường chiếm khoảng
35-50% tổng chất hữu cơ đất.
Đồng có liên kết khá bền chặt với các hợp phần hữu cơ trong đất có khối lượng
phân tử cao. Do vậy trong đất hữu cơ than bùn, đầm lầy, Cu là nguyên tố dinh dưỡng

10


hay bị thiếu hụt ở dạng dễ tiêu. Chất hữu cơ trong đất đặc biệt là axit humic có khả
năng giữ Cu trong các phức bền. Tuy nhiên, điều này chịu ảnh hưởng bởi các tác nhân
như pH, các dạng chất hữu cơ như khi dùng phân chua sinh lý, khi cải thiện điều kiện
phân giải than bùn và mùn, đặc biệt quá trình amon hóa và nitrat hóa. Khi đó, Cu vốn
liên kết bền chặt với chất hữu cơ sẽ được chuyển thành Cu dạng linh động hơn và dễ
tiêu đối với cây trồng.
Tính linh động của Cu giảm đi do các quá trình liên kết với chất hữu cơ đất đặc
biệt là axit humic, fulvic và sự hình thành các hợp chất Cu kém linh động. Axit humic
góp phần vào hình thành kết cấu đất thông qua việc tạo thành các phức hệ keo hữu cơ
khoáng, đồng thời ức chế sự tái kết tinh của các nguyên tố khoáng. Bên cạnh đó, nếu
không có mặt các axit humic, các khoáng chất Cu sẽ chuyển thành chất kết tủa không
tan như cacbonat kim loại, oxit, hydroxit, sunfua… Do đó, sự hiện diện của axit humic
sẽ ảnh hưởng đến tính linh động của Cu trong đất. Tuy nhiên, một lượng lớn ion Cu2+
được giữ lại trong các polyme humic thông qua quá trình tạo phức ảnh hưởng đến quá
trình hóa học, vật lý ngăn chặn việc hút thu dinh dưỡng Cu của thực vật. Vì vậy, axit
humic làm giảm khả năng linh động của Cu dẫn đến sự thiếu hụt Cu trong cây trồng và
ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển của thực vật (Melo, 2016).

Hình 1.3. Cấu trúc hóa học và các nhóm chức của axit humic
(Nguồn: Melo và cộng sự, 2016)

11


Thành phần hóa học của axit humic có thể thay đổi theo nguồn gốc địa lý, thời
gian, khí hậu và điều kiện sinh học nên việc xác định đặc trưng chính xác của những
chất này gặp nhiều khó khăn. Các axit humic có phân tử lượng nằm trong khoảng từ
2,0 đến 1300 kDA và chứa nhiều nhóm chức hóa học như trong hình 1.3. Axit humic
được cấu tạo chủ yếu là các nhóm phenolic, cacboxylic, enolic, quinon và ete nhưng
cũng có thể bao gồm đường, amin và peptid. Tuy nhiên, phenolic và các nhóm
cacboxylic phổ biến hơn trong cấu trúc axit humic. Mô hình cấu trúc của một phân
tử axit humic gồm các phần ưa nước, chứa các nhóm OH- và các phần kỵ nước, chứa
các chuỗi béo và vòng thơm. Các nhóm phenolic và cacboxylic đóng vai trò như là
axit yếu trong sự tồn tại của axit humic. Christl và cộng sự (2001) đã chứng minh
rằng khả năng liên kết giữa axit humic và kim loại có liên quan đến kích thước phân
tử của axit humic. Tuy nhiên, những đặc tính này thay đổi tùy theo đặc điểm hóa học
của mỗi kim loại. Theo Yates và Wandruszka (1999) đã chỉ ra rằng Pb2+ và Cu2+ có
ái lực lớn nhất đối với cột axit humic và Mg2+ có ái lực thấp nhất. Nguyên nhân do
Mg2+ có bán kính lớn. Khả năng của các axit humic liên kết với các kim loại và tạo
thành các phức hợp cơ kim, cho phép sử dụng chúng như một phương pháp giảm ô
nhiễm bằng cách giảm độc kim loại nặng trong đất và nước ô nhiễm. Vấn đề này được
coi là một chủ đề được đặc biệt quan tâm nghiên cứu trong thời gian gần đây. Tuy
nhiên, nếu môi trường có tính axit là điển hình cho đất bị ô nhiễm kim loại thì độ hòa
tan của axit humic bị giảm, gây cản trở sự hình thành phức axit humic - kim loại
(Melo và cộng sự, 2016).
Ảnh hưởng của chất hữu cơ đến sự linh động của kim loại phụ thuộc vào nhiều
yếu tố khác nhau của môi trường đất. Güngör và Bekbölet (2010) đã chỉ ra rằng,

lượng Zn được cố định đáng kể (> 98,8%) trong vòng 24h khi tiến hành thí nghiệm
và không tăng lên trong vòng 36h. Quá trình tạo phức cũng phụ thuộc vào pH của
đất. Do vậy nghiên cứu này được coi là cơ sở khoa học giúp cho các nghiên cứu khác
có thể thực hiện việc bố trí các thí nghiệm nghiên cứu tương tự.
Các axit hữu cơ phân tử thấp như oxalic, citric, malic, acetic, formic và axit
tartaric đã được xác định là đóng vai trò quan trọng trong các quá trình sinh hóa đất.

12


Trong hầu hết các hệ sinh thái, hàm lượng các axit hữu cơ di/tricacboxylic (oxalic,
malonic, malic, succinic, tartaric và axit citric) tồn tại trong dung dịch đất thường dao
động từ 0 đến 50 μM và từ 0 đến 1 mM đối với axit monocarboxylic (formic, acetic,
axit propionic, butyric, valeric và lactic).

Hình 1.4. Cấu trúc hóa học của axit citric
Các axit hữu cơ phân tử thấp phân ly như axit citric (Hình 1.4), axit tartaric có
khả năng làm giảm pH đất và hình thành phức hợp hòa tan, do đó đóng một vai trò
quan trọng trong tính linh động kim loại và làm tăng tích lũy chúng trong thực vật.
Tuy nhiên, một số nghiên cứu đã quan sát thấy hiệu suất chiết suất thấp khi các hợp
chất này được sử dụng ở liều thấp do phân hủy sinh học nhanh và sự hấp phụ của
chúng vào các phần tử đất (Liu và cộng sự, 2008). Bên cạnh đó, theo Perez-Esteban
và cộng sự (2013), việc bổ sung nồng độ axit hữu cơ như axit citric, axit tartaric làm
tăng đáng kể sự giải hấp kim loại trong đó axit citric thể hiện khả năng huy động kim
loại cao hơn axit tartaric chủ yếu do sự tăng nồng độ [H+] trong dung dịch đất và làm
tăng mức độ hòa tan các oxit Fe và Mn. Khi thiết kế các thí nghiệm cột đất, nồng độ
axit hữu cơ thấp (0 - 0,5 mM) không gây ảnh hưởng đáng kể đến sự giải hấp kim loại.
Tất cả các nồng độ chiết đều không thể huy động một lượng Zn đáng kể. Tuy nhiên,
nồng độ cao của axit citric (5 - 10 mM) thúc đẩy đáng kể việc huy động Cu và giảm

13


lượng Cu được giữ lại trong đất. Vấn đề nđã được coi là cơ sở khoa học đáng tin cậy
có thể kế thừa được thông tin để luận văn này bố trí thí nghiệm nghiên cứu.
Theo Walker và cộng sự (2003), Wu và cộng sự (2001) các hợp chất thơm tự
nhiên như axit vanillic (HO(CH3O)C6H3COOH) và gallic (C6H2(OH)3COOH) được
sản sinh trong thực vật và tiết ra từ vùng rễ chứa các nhóm chức có tính axit như các
nhóm chức năng carboxyl và phenolic có vai trò quan trọng trong việc tạo chelat KLN.

Hình 1.5. Cấu trúc hóa học của EDTA
Bên cạnh các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên, EDTA (Ethylene diamin
tetraacetic acid) được biết đến như là một hợp chất hữu cơ có vai trò quan trọng đối
với sự hình thành các phức hệ chelat kim loại linh động (Hình 1.5). Do đặc điểm hóa
học có chứa các nhóm chức -COOH. Vì vậy làm tăng khả năng hấp thu chúng vào
thực vật, từ đó làm tăng hiệu quả làm sạch KLN bằng các công nghệ thực vật, đặc
biệt là công nghệ chiết xuất bằng thực vật.
Theo kết quả nghiên cứu của Phạm Thị Mỹ Phương (2017), khi bổ sung EDTA
vào đất ở nồng độ từ 1 - 3 mmol/kg làm tăng khả năng tích lũy Cd, Pb và As trong
cây cỏ mần trầu (Eleusine indica) và cây lu lu đực (Solanum nigrum L.); tuy nhiên
khi tăng nồng độ của EDTA làm giảm sinh khối của cây, từ đó làm giảm khả năng
tích lũy KLN trong 2 loại cây này. Theo Garba và cộng sự (2012), khả năng xử lý đất
ô nhiễm KLN bằng cây cỏ mần trầu khi bổ sung thêm EDTA (2,7 mmol/kg đất) làm
tăng hàm lượng Cu ở dạng dễ tiêu sinh học và nâng cao khả năng hấp thu, vận chuyển

14


lên chồi của cây. Hàm lượng Cu tích lũy ở chồi cây tăng từ 111,5 ± 1,61 μg/g lên đến
316,8 ± 2,82 μg/g; khả năng tích lũy KLN trong rễ cây giảm dần theo thứ tự Cu > Cr

> Pb > Co > Cd. Tuy nhiên, nếu chúng tồn tại lượng lớn ở trong đất cũng gây ức chế
quần thể vi sinh vật đất và sự phát triển của thực vật. Đất có bổ sung EDTA làm giảm
số lượng vi sinh vật trong đất từ 2,63 ± 0,36 × 107 CFU/g đất xuống 1,93 ± 0,32 ×
107 CFU/g đất, thấp hơn 1,93 và 2,24 lần so với đất bổ sung EDDS và axit humic
(Junghun Lee, Kijune Sung, 2014). Thời gian tồn lưu EDTA trong đất đến 19 tháng
nên có thể gây ra ô nhiễm nguồn nước mặt và nước ngầm.
1.1.3 Hiện trạng ô nhiễm đồng trong đất nông nghiệp thế giới và Việt Nam
 Trên thế giới
Hiện nay, nhiều quốc gia trên thế giới đang phải đối mặt với vấn đề đất bị ô
nhiễm KLN. Theo He và cộng sự (2015), trên toàn thế giới có trên 10 triệu khu vực
đất bị ô nhiễm, trong đó hơn 50% khu vực bị ô nhiễm do KLN/á kim. Các khu vực bị
ô nhiễm KLN chủ yếu ở các nước phát triển, bao gồm Mỹ, Australia, Đức, Thụy
Điển, và các nước đang phát triển khu vực Châu Á Thái Bình Dương trong đó tập
trung ở Trung Quốc và Ấn Độ.
Đất nông nghiệp ở gần khu vực khai thác mỏ ở một số quốc gia ở châu Âu đã
bị ô nhiễm KLN/á kim. Theo Van Liedekerke và cộng sự (2014) hiện có hơn 3 triệu
khu vực hoạt động nông nghiệp ở Châu Âu gây ô nhiễm và khoảng 250.000 địa điểm
ô nhiễm KLN/á kim ở các nước thành viên. Theo báo cáo của cơ quan Môi trường
Ba Lan và Hy Lạp có hơn 10.000 khu vực bị ô nhiễm, còn ở Bồ Đào Nha và Ireland
có hơn 10.000 vùng đất bị ô nhiễm. Theo Lewandowski và cộng sự (2006), khoảng
10.000 ha đất nông nghiệp tại Đức không được sử dụng cho mục đích nông nghiệp
do ô nhiễm KLN. Ô nhiễm đất đã gây thiệt hại khoảng 17,3 tỷ euro mỗi năm. Theo
OPalmai (1995), hàm lượng cực đại của Cu, Pb, Zn được đưa vào đất canh tác ở
Hungari lần lượt là 10; 10; 30 kg/ha/năm, chủ yếu theo con đường phân bón hóa học,
bùn thải hóa học, bùn thải và nước tưới nông nghiệp. Nếu không kể đến các quá trình
lấy đi khỏi đất thì sau một năm hàm lượng Cu 1,67 ppm đã được đưa vào tầng đất
mặt 0-30 cm với khoảng 6.000 tấn đất/ha. Theo nghiên cứu của Grimeno và cộng sự
(1996), (Dẫn theo Nguyễn Văn Huyên, 2011), ở vùng Valencia, Tây Ban Nha, với

15

lượng tiêu thụ khoảng 2 triệu tấn phân bón hóa học gồm một số loại chính như urê,
superphotphat, sắt sunphat với 18,5%Fe, đồng sunphat 25%Cu, hàm lượng Cu, Pb,
Zn đưa vào đất lần lượt là 8.932,68; 2,83; 33,34 g/ha/năm. Theo Anjos và cộng sự
(2012), hàm lượng Cu tổng số tại khu vực mỏ Bracal, Bồ Đào Nha lên đến 235 ppm,
gấp 2,35 lần giới hạn cho phép. Theo Komárek và cộng sự (2010) nghiên cứu về tích
lũy Cu trong các vườn nho trên toàn thế giới đã chỉ ra rằng phần lớn đất trồng nho có
lượng Cu vượt quá giới hạn cảnh báo hoặc giới hạn cho phép của chính quyền địa
phương. Cụ thể là hàm lượng Cu trong đất với 1000 ppm và 3000 ppm đã được tìm
thấy ở các vườn nho của Pháp và Brazil (Wang, 2018).
Tại Mỹ, khoảng 600.000 ha (đặc biệt là đất nâu) đã bị ô nhiễm KLN/á kim.
Theo cơ quan bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ đã xác định hơn 50.000 khu vực bị ô nhiễm
KLN/á kim cần xử lý khẩn cấp (Ensley, 2000). Hàm lượng Cu trong đất bị ô nhiễm
do hoạt động công nghiệp ở Mexico lên đến 35.582 ppm, gấp 355,8 lần so với giới
hạn cho phép (Torres, 2012).
Tình trạng ô nhiễm đất do KLN ở Trung Quốc đã ở mức trầm trọng. Theo
Hongbo (2011), có trên 8 triệu hecta đất nông nghiệp sản xuất lương thực thực phẩm
ở Trung Quốc (chiếm 25% tổng đất sản xuất nông nghiệp) bị ô nhiễm Pb, Cd, Cr, Sn
và Zn, gây thiệt hại khoảng 10 triệu tấn cây trồng mỗi năm. Trong số đó có khoảng 4
triệu hecta đất bị ô nhiễm ở mức trung bình đến rất nặng, vượt tiêu chuẩn môi trường
đối với đất sản xuất nông nghiệp của Trung Quốc. Theo Khalid (2014), hàm lượng
của Pb, Cd, Cu, và Zn vượt quá tiêu chuẩn tương ứng là 0,9; 2,1; 7,0 và 1,5 lần. Hàm
lượng Cu trong đất trồng táo dao động trong khoảng 5,19 - 228,79 ppm, gấp 1,5 lần
so với tiêu chuẩn môi trường của Trung Quốc đối với đất (Wang, 2015).
 Việt Nam
Vấn đề ô nhiễm KLN trong môi trường đất ở Việt Nam đang nhận được nhiều
quan tâm nghiên cứu, đặc biệt ở những vùng chịu ảnh hưởng của các hoạt động khai
khoáng, luyện kim, khu vực sử dụng nhiều phân bón hóa học, hóa chất BVTV trong
đất nông nghiệp có mức đầu tư thâm canh cao có thời gian khai thác từ 2-5 thập kỷ.

16