Nghiên cứu thực trạng nhiễm và chuyển hóa Amoni trong nước cấp sinh hoạt theo hình thức lưu trữ quy mô hộ gia đình

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

PHẠM THỊ MỸ PHƯƠNG

NGHIÊN CỨU THỰC TRẠNG
VÀ ĐỀ XUẤT GIẢI PHÁP GIẢM THIỂU Ô NHIỄM
MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG (As, Cd, Pb) TRONG ĐẤT
VÙNG TRỒNG RAU THÀNH PHỐ THÁI NGUYÊN
VÀ PHỤ CẬN BẰNG THỰC VẬT

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

HÀ NỘI – 2018


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

PHẠM THỊ MỸ PHƯƠNG

NGHIÊN CỨU THỰC TRẠNG
VÀ ĐỀ XUẤT GIẢI PHÁP GIẢM THIỂU Ô NHIỄM
MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG (As, Cd, Pb) TRONG ĐẤT
VÙNG TRỒNG RAU THÀNH PHỐ THÁI NGUYÊN
VÀ PHỤ CẬN BẰNG THỰC VẬT
Chuyên ngành: Môi trường đất và nước
Mã số:

62.44.03.03

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

Người hướng dẫn khoa học: PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải
GS.TS. Đặng Thị Kim Chi

HÀ NỘI - 2018


LỜI CAM ĐOAN
Nghiên cứu sinh xin cam đoan toàn bộ kết quả trong luận án này là
cơng trình nghiên cứu của riêng nghiên cứu sinh dưới sự hướng dẫn trực tiếp
của PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải và GS.TS. Đặng Thị Kim Chi, các số liệu
nghiên cứu được trình bày một cách chính xác và trung thực. Tồn bộ số liệu
và kết quả nghiên cứu trình bày trong luận án là do nghiên cứu sinh trực tiếp
thực hiện và công bố trên các tạp chí. Các số liệu của các tác giả khác được sử
dụng đã có trích dẫn rõ ràng.

Hà Nội, ngày

tháng

năm 2018

Nghiên cứu sinh

Phạm Thị Mỹ Phương

LỜI CẢM ƠN
Để hoàn thành được luận án này, nghiên cứu sinh xin bày tỏ lòng biết
ơn sâu sắc tới PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải, giảng viên Khoa Môi trường,
Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội và GS.TS.
Đặng Thị Kim Chi, giảng viên cao cấp Trường Đại học Bách khoa Hà Nội người thầy đã tận tình tâm huyết, chỉ đường dẫn lối và đóng góp những ý kiến
quý báu cho nghiên cứu sinh có được định hướng trong nghiên cứu khoa học
để hoàn thành kết quả nghiên cứu.
Xin cảm ơn Phòng Sau đại học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên
cùng toàn thể các thầy cô giáo trong Khoa Môi trường đặc biệt là các thầy cô
ở Bộ môn Tài nguyên và Môi trường đất, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên
đã truyền cho nghiên cứu sinh kiến thức, niềm đam mê nghiên cứu khoa học,
ln tận tình chỉ bảo và giúp đỡ để nghiên cứu sinh được sinh hoạt chuyên
môn cũng như vượt qua mọi khó khăn để hồn thành nghiên cứu này.
Xin trân trọng cảm ơn Viện Nghiên cứu và Phát triển vùng - Bộ Khoa
học và Cơng nghệ, cùng các phịng chức năng trực thuộc Viện - nơi nghiên
cứu sinh đang trực tiếp làm việc đã nhiệt tình giúp đỡ và tạo mọi điều kiện
thuận lợi để nghiên cứu sinh có điều kiện tốt nhất để làm việc cũng như thực
hiện nghiên cứu khoa học. Cảm ơn đề tài cấp Bộ theo quyết định số
1488/QĐ-BKHCN ngày 29/6/2013 của Bộ Khoa học và Công nghệ.
Xin trân trọng cảm ơn Học viện Nông nghiệp Việt Nam đã giúp đỡ và
tạo điều kiện để nghiên cứu bố trí và thực hiện các thí nghiệm trong nhà lưới.
Cảm ơn các bạn bè, đồng nghiệp cùng các sinh viên đã động viên và hỗ
trợ nghiên cứu sinh rất nhiều để có được các kết quả trong nghiên cứu này.
Cuối cùng xin được đặc biệt cảm ơn những người thân trong gia đình
đã ủng hộ và tạo mọi điều kiện thuận lợi cho nghiên cứu sinh trong cuộc sống
để hoàn thành kết quả nghiên cứu của luận án.
Hà Nội, ngày

tháng

năm 2018

Nghiên cứu sinh

Phạm Thị Mỹ Phương


MỤC LỤC
MỞ ĐẦU ....................................................................................................................1
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU ..................................................................3
1.1. Một số vấn đề về nguồn gốc và dạng tồn tại của KLN trong đất ..............3
1.1.1. Khái niệm KLN .........................................................................................3
1.1.2. Nguồn gốc KLN trong đất ........................................................................3
1.1.3. Dạng tồn tại và chuyển hóa KLN trong đất..............................................5
1.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới và Việt Nam ...................8
1.2.1. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới ........................................8
1.2.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất Việt Nam ..........................................11
1.2.3. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất ở tỉnh Thái Nguyên ..........................15
1.3. Xử lý KLN trong đất bằng thực vật ...........................................................16
1.3.1. Biện pháp xử lý đất ô nhiễm KLN bằng thực vật ...................................16
1.3.2. Các lồi thực vật có khả năng xử lý đất ô nhiễm KLN ...........................18
1.3.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực vật .............20
1.3.4. Tình hình xử lý KLN bằng thực vật trên thế giới và ở Việt Nam...........22
1.4. Đặc điểm khu vực nghiên cứu .....................................................................28
CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP
NGHIÊN CỨU .........................................................................................................31
2.1. Đối tượng nghiên cứu...................................................................................31
2.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu ...............................................................31
2.3. Nội dung nghiên cứu ....................................................................................31
2.3.1. Đánh giá thực trạng ô nhiễm KLN (As, Cd, Pb) trong nước tưới,

đất và rau tại một số vùng chuyên canh rau ở thành phố Thái Nguyên và
phụ cận ..............................................................................................................31
2.3.2. Nghiên cứu khả năng hấp thu KLN (Cd, Pb, As) của cây cỏ Mần
trầu (Eleusine indica L.) và cây Lu lu đực (Solanum nigrum L.) trong đất
ở điều kiện thí nghiệm.......................................................................................32
2.3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của một số yếu tố (thời gian, pH, phân bón,
phức chất hữu cơ EDTA) đến khả năng hấp thu KLN (Cd, Pb, As) của
cây cỏ Mần trầu (Eleusine indica L.) và cây Lu lu đực (Solanum nigrum
L.) trong đất trồng rau ở điều kiện thí nghiệm ..................................................32


2.3.4. Xây dựng mơ hình khảo nghiệm khả năng ứng dụng cây cỏ Mần
trầu (Eleusine indica L.) và cây Lu lu đực (Solanum nigrum L.) để xử lý
ô nhiễm KLN (Cd, Pb, As) trong đất trồng rau..................................................33
2.3.5. Đề xuất quy trình xử lý đất ơ nhiễm KLN (Cd, Pb, As) ở vùng trồng
rau thuộc thành phố Thái Nguyên và phụ cận bằng thực vật ............................33
2.4. Phương pháp nghiên cứu.............................................................................33
2.4.1. Phương pháp kế thừa và tổng hợp tài liệu ..............................................33
2.4.2. Phương pháp điều tra, phỏng vấn ...........................................................33
2.4.3. Phương pháp quan trắc và lấy mẫu thực địa ...........................................33
2.4.4. Phương pháp bố trí thí nghiệm................................................................35
2.4.5. Phương pháp phân tích trong phịng thí nghiệm .....................................41
2.4.6. Phương pháp so sánh và xử lý số liệu .....................................................43
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN ..............................44
3.1. Thực trạng ô nhiễm KLN (As, Cd, Pb) trong nước tưới, đất và rau
tại một số vùng chuyên canh rau ở thành phố Thái Nguyên và phụ cận.......44
3.1.1. Thực trạng sản xuất rau ở thành phố Thái Nguyên và vùng phụ cận .....44
3.1.2. Thực trạng nước tưới cho rau ở thành phố Thái Nguyên và vùng
phụ cận ..............................................................................................................47
3.1.3. Chất lượng đất và hàm lượng KLN trong đất trồng rau ở thành phố

Thái Nguyên và vùng phụ cận ..........................................................................50
3.1.4. Hàm lượng KLN trong rau ở khu vực nghiên cứu ..................................52
3.2. Nghiên cứu khả năng hấp thu KLN (Cd, Pb, As) của cây cỏ Mần
trầu và cây Lu lu đực trong điều kiện nhà lưới................................................54
3.2.1. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Cd của 2 lồi thực vật .....54
3.2.2. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Pb của 2 loài thực vật ......57
3.2.3. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy As của 2 lồi thực vật ......60
3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của một số yếu tố đến khả năng hấp thu
KLN (Cd, Pb, As) của cây cỏ Mần trầu và cây lu lu đực ................................64
3.3.1. Nghiên cứu thời gian thu hoạch ảnh hưởng đến khả năng tích luỹ
KLN (Cd, Pb, As) của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực ................................64
3.3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến khả năng tích lũy KLN (Cd, Pb,
As) của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực........................................................73


3.3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích luỹ KLN
(Cd, Pb, As) của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực ........................................81
3.3.4. Nghiên cứu ảnh hưởng của EDTA đến khả năng tích luỹ KLN (Cd,
Pb, As) của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực .................................................90
3.4. Xây dựng mơ hình khảo nghiệm khả năng ứng dụng cây cỏ Mần
trầu và cây Lu lu đực để xử lý ô nhiễm KLN (Cd, Pb, As) trong đất
trồng rau...............................................................................................................99
3.4.1. Mơ hình trồng cây Lu lu đực để xử lý ô nhiễm KLN (Cd, Pb, As)
trong đất trồng rau. ............................................................................................99
3.4.2. Mơ hình trồng cây cỏ Mần trầu để xử lý ô nhiễm KLN (Cd, Pb, As)
trong đất trồng rau. ..........................................................................................101
3.5. Đề xuất quy trình xử lý đất ơ nhiễm KLN (Cd, Pb, As) ở vùng
trồng rau thuộc thành phố Thái Nguyên và phụ cận bằng thực vật ............104
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ..............................................................................104
KẾT LUẬN ............................................................................................................105

KIẾN NGHỊ ...........................................................................................................106
DANH MỤC CƠNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ ĐÃ CƠNG
BỐ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN .......................................................................107
TÀI LIỆU THAM KHẢO ....................................................................................108
PHỤ LỤC


DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

BTNMT

Bộ Tài nguyên Môi trường

BVTV

Bảo vệ thực vật

BYT

Bộ Y tế

CEC

Khả năng trao đổi ion của đất

CHC

Chất hữu cơ

CTTN

Cơng thức thí nghiệm

KLN

Kim loại nặng

LSD

Sự sai khác nhỏ nhất có ý nghĩa

OM

Hàm lượng chất hữu cơ

QCCP

Quy chuẩn cho phép

QCVN

Quy chuẩn Việt Nam

TCVN

Tiêu chuẩn Việt Nam

TT

Thứ tự

BS

Bổ sung

EDTA

Ethylendiamin Tetraacetic Acid


DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Hàm lượng KLN trong một số loại đá chính ..............................................4
Bảng 1.2. Các nguồn KLN đưa vào đất nông nghiệp .................................................5
Bảng 1.3. Các nguồn KLN từ một số hoạt động sản xuất công nghiệp ......................5
Bảng 1.4. Hàm lượng KLN trong đất của một số mỏ tại Anh ....................................9
Bảng 1.5. Hàm lượng Pb và Cd trong đất và rau muống ở một số khu vực .............14
Bảng 2.1. Thí nghiệm nghiên cứu sự hấp thu KLN của cỏ Mần trầu và cây Lu
lu đực ..............................................................................................................35
Bảng 2.2. Thí nghiệm ảnh hưởng của thời gian đến khả năng tích lũy Cd, Pb,
As của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực ......................................................38
Bảng 2.3. Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến tích lũy Cd, Pb, As
trong cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực.........................................................38
Bảng 2.4. Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón đến tích lũy Cd,
Pb, As trong cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực .............................................39
Bảng 2.5. Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của EDTA đến tích lũy Cd, Pb,
As trong cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực ..................................................40
Bảng 2.6. Phương pháp xác định các chỉ tiêu trong đất theo TCVN ........................42
Bảng 3.1. Năng suất một số các loại rau trồng ở Thái Nguyên và vùng phụ cận .....45
Bảng 3.2. Hiện trạng sử dụng thuốc BVTV cho một số loại rau nghiên cứu ...........45
Bảng 3.3. Tình hình sử dụng phân bón cho một số loại rau nghiên cứu...................46

Bảng 3.4. Hàm lượng KLN tổng số trong mẫu nước tưới (đợt 1) ............................47
Bảng 3.5. Hàm lượng KLN tổng số trong mẫu nước tưới (đợt 2) ............................49
Bảng 3.6. Một số tính chất đất trồng rau ở Thái Nguyên..........................................50
Bảng 3.7. Hàm lượng KLN tổng số trong đất trồng rau nghiên cứu ........................51
Bảng 3.8. Hàm lượng KLN trong rau tại Thái Nguyên ............................................52
Bảng 3.9. Ảnh hưởng Cd đến sinh khối và tích lũy Cd của cây cỏ Mần trầu ...........54
Bảng 3.10: Ảnh hưởng của Cd đến sinh khối và tích lũy Cd của cây Lu lu đực ......55
Bảng 3.11. Ảnh hưởng của Pb đến sinh khối và tích lũy Pb trong cây Mần trầu .....57
Bảng 3.12. Ảnh hưởng của Pb đến sinh khối và tích lũy Pb trong cây Lu lu đực .........59
Bảng 3.13. Ảnh hưởng của As đến sinh khối và tích lũy As của cây cỏ Mần trầu .......61
Bảng 3.14. Ảnh hưởng của As đến sinh khối và tích lũy As của cây Lu lu đực ......62
Bảng 3.15. Khả năng sinh trưởng của cây theo thời gian khi gây nhiễm Cd ...........65


Bảng 3.16. Khả năng tích lũy Cd của cây theo thời gian ..........................................66
Bảng 3.17. Khả năng sinh trưởng của cây khi gây nhiễm Pb ...................................68
Bảng 3.18. Khả năng tích lũy Pb của cây theo thời gian ..........................................69
Bảng 3.19. Khả năng sinh trưởng của cây khi gây nhiễm As ...................................71
Bảng 3.20. Khả năng tích lũy As của cây theo thời gian ..........................................72
Bảng 3.21. Ảnh hưởng của pH đến sinh trưởng của cây trong đất ô nhiễm Cd .......74
Bảng 3.22. Ảnh hưởng của pH đến khả năng tích lũy Cd ........................................75
Bảng 3.23. Ảnh hưởng của pH đến sinh trưởng của cây trong đất ô nhiễm Pb........76
Bảng 3.24. Ảnh hưởng của pH đến khả năng tích lũy Pb .........................................78
Bảng 3.25. Ảnh hưởng của pH đến khả năng sinh trưởng của cây...........................79
Bảng 3.26. Ảnh hưởng của pH đến khả năng tích lũy As .........................................80
Bảng 3.27. Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng sinh trưởng của cây .................81
Bảng 3.28. Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy Cd...............................83
Bảng 3.29. Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng sinh trưởng của cây .................84
Bảng 3.30. Khả năng tích lũy Pb của cây cỏ Mần trầu và cây lu lu đực ..................86
Bảng 3.31. Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng sinh trưởng của cây .................87

Bảng 3.32. Sinh khối và khả năng tích lũy As của cây cỏ Mần trầu và Lu lu đực ........88
Bảng 3.33. Ảnh hưởng của EDTA đến khả năng sinh trưởng của cây .....................90
Bảng 3.34. Khả năng tích lũy Cd của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực.................92
Bảng 3.35. Khả năng tích lũy Pb của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực .................95
Bảng 3.36. Khả năng tích lũy As của cây cỏ Mần trầu và cây Lu lu đực .................96
Bảng 3.37. Một số tính chất đất của mơ hình trồng cây ...........................................99
Bảng 3.38. Khả năng sinh trưởng và phát triển của cây Lu lu đực ...........................99
Bảng 3.39. Sinh khối khô của cây lu lu đực............................................................100
Bảng 3.40. Khả năng hấp thu KLN của cây Lu lu đực ở mơ hình ..........................100
Bảng 3.41. Khả năng sinh trưởng và phát triển của cây cỏ Mần trầu .....................101
Bảng 3.42. Sinh khối khô của cây cỏ Mần trầu ......................................................102
Bảng 3.43. Khả năng hấp thu KLN của cây cỏ Mần trầu ở mô hình ......................103


DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1: Cỏ Mần trầu ..............................................................................................27
Hình 1.2: Cây Lu lu đực ............................................................................................27
Hình 2.1. Mơ tả địa điểm lấy mẫu đất trong vùng trồng rau nghiên cứu ..................34
Hình 3.1. Quan hệ giữa Cd trong đất và Cd trong thân và rễ cây cỏ Mần trầu ........54
Hình 3.2. Quan hệ giữa Cd trong đất và Cd trong thân và rễ cây Lu lu đực ............56
Hình 3.3. Ảnh hưởng của Pb đến tích lũy Pb trong thân lá, rễ cây cỏ Mần trầu ......57
Hình 3.4. Ảnh hưởng của Pb đến tích lũy Pb trong thân lá, rễ cây Lu lu đực ..........59
Hình 3.5. Ảnh hưởng của As đến tích lũy As trong thân lá, rễ cây cỏ Mần trầu ......61
Hình 3.6. Ảnh hưởng của As đến tích lũy As trong thân lá, rễ cây Lu lu đực..........62
Hình 3.7. Lượng Cd tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo thời gian..........................67
Hình 3.8. Lượng Cd tích lũy trong cây Lu lu đực theo thời gian .............................67
Hình 3.9. Lượng Pb tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo thời gian ..........................70
Hình 3.10. Lượng Pb tích lũy trong cây Lu lu đực theo thời gian ............................70
Hình 3.11. Lượng As tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo thời gian ........................73
Hình 3.12. Lượng As tích lũy trong cây Lu lu đực theo thời gian ............................73

Hình 3.13. Lượng Cd tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo pH .................................75
Hình 3.14. Lượng Cd tích lũy trong cây Lu lu đực theo pH .....................................75
Hình 3.15. Lượng Pb tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo pH .................................78
Hình 3.16. Lượng Pb tích lũy trong cây Lu lu đực theo pH .....................................78
Hình 3.17. Lượng As tích lũy trong cây cỏ Mần trầu theo pH .................................81
Hình 3.18. Lượng As tích lũy trong cây Lu lu đực theo pH .....................................81
Hình 3.19. Tích lũy Cd trong cây cỏ Mần trầu theo các công thức bón phân ..........83
Hình 3.20. Tích lũy Cd trong cây Lu lu đực theo các cơng thức bón phân ..............83
Hình 3.21. Tích lũy Pb trong cây cỏ Mần trầu theo các cơng thức bón phân ...........86
Hình 3.22. Tích lũy Pb trong cây Lu lu đực theo các cơng thức bón phân...............86
Hình 3.23. Tích lũy As trong cây cỏ Mần trầu theo các cơng thức bón phân ..........89
Hình 3.24. Tích lũy As trong cây Lu lu đực theo các cơng thức bón phân ..............89
Hình 3.25. Ảnh hưởng của EDTA đến tích lũy Cd của cây cỏ Mần trầu ................93
Hình 3.26. Ảnh hưởng của EDTA đến tích lũy Cd của cây Lu lu đực .....................93
Hình 3.27. Ảnh hưởng của EDTA đến tích lũy Pb của cây cỏ Mần trầu..................95
Hình 3.28. Ảnh hưởng của EDTA đến tích lũy Pb của cây Lu lu đực .....................95
Hình 3.29. Ảnh hưởng của EDTA đến khả năng tích lũy As của cây cỏ Mần
trầu ....................................................................................................................97
Hình 3.30. Ảnh hưởng của EDTA đến khả năng tích lũy As của cây Lu lu đực......97
Hình 3.31: Sơ đồ quy trình nghiên cứu ...................................................................104


MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của luận án
Hiện nay ơ nhiễm mơi trường và vệ sinh an tồn thực phẩm đang trở thành
vấn đề thời sự, mối quan tâm của toàn xã hội. Tại một số vùng chuyên canh rau,
mức độ khơng an tồn về sản phẩm rau xanh và ô nhiễm môi trường canh tác rất
cao. Việc sản xuất đã và đang phụ thuộc vào quá nhiều phân bón, hóa chất bảo vệ
thực vật. Bên cạnh đó chất lượng nơng sản bị ảnh hưởng khá lớn bởi tính chất môi
trường đất, nước, chất thải công nghiệp và chất thải sinh hoạt; Những yếu tố nêu

trên là những nguồn có khả năng đưa KLN vào hệ thống đất - cây. Việc chạy theo
lợi nhuận và sự hiểu biết của người trồng rau trong canh tác cịn hạn chế, khơng
nắm vững kỹ thuật canh tác đã gây ra những tác động xấu đến môi trường, làm cho
sản phẩm rau xanh và môi trường canh tác bị ô nhiễm KLN, vi sinh vật gây bệnh
ngày càng gia tăng.
Thái Nguyên là một trung tâm kinh tế, chính trị, văn hóa ở khu vực miền núi
phía Bắc Việt Nam. Với mật độ dân số đông (1.367 người/km2), thành phố Thái
Nguyên là một thị trường quan trọng để tiêu thụ các sản phẩm nông nghiệp trong đó
có rau xanh. Từ nhiều năm nay thành phố đã hình thành vành đai sản xuất thực
phẩm trong đó cây rau được coi là sản phẩm quan trọng. Cùng với sự tăng trưởng
nơng nghiệp nói chung, sản xuất rau ở Thái Nguyên đã đáp ứng được nhu cầu về số
lượng, khắc phục dần tình trạng thiếu hụt lúc giáp vụ, nhiều chủng loại rau chất
lượng cao đã được bổ sung trong bữa ăn hàng ngày của người dân. Tuy nhiên, vấn
đề vệ sinh an toàn của rau chưa đáp ứng được.
Chất lượng rau ngoài chịu ảnh hưởng của phân bón, hóa chất bảo vệ thực
vật, nước tưới mà cịn phụ thuộc vào môi trường đất. Mối quan hệ giữa đất - cây đã
được chứng minh ở nhiều nghiên cứu, do đó ơ nhiễm đất cũng tiềm ẩn nguy cơ tích
lũy chất ơ nhiễm trong cây. Rau là thức ăn quan trọng của con người, chất lượng rau
sẽ ảnh hưởng đến sức khỏe con người. Do đó chúng tơi thấy rằng cần thiết phải thực
hiện đề tài “Nghiên cứu thực trạng và đề xuất giải pháp giảm thiểu ô nhiễm một
số KLN (Cd, Pb, As) trong đất vùng trồng rau thành phố Thái Nguyên và phụ
cận bằng thực vật” nhằm góp phần xác định cơ sở khoa học và thực tiễn cho việc
phát triển và ứng dụng công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm KLN trong đất - được
đánh giá rất cao ở các nước phát triển nhưng đang cịn khá mới ở Việt Nam.
2. Mục đích nghiên cứu của luận án
Đánh giá được mức độ ô nhiễm của KLN (As, Cd, Pb) trong đất, nước tưới
và rau tại một số vùng trồng rau chuyên canh của thành phố Thái Nguyên và phụ

1

cận; trên cơ sở đánh giá được khả năng hấp thu (As, Cd, Pb) của 2 loại thực vật bản
địa gồm cây cỏ Mần trầu (Eleusine indica L.) và cây Lu lu đực (Solanum nigrum
L.) nhằm đề xuất quy trình xử lý một số KLN tích lũy trong đất trồng rau bằng thực
vật cho địa bàn nghiên cứu.
3. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án
Ý nghĩa khoa học
Kết quả nghiên cứu của đề tài bổ sung cơ sở dữ liệu về sự tích lũy hàm lượng
KLN trong đất, nước tưới và trong rau ở vùng trồng rau thuộc thành phố Thái
Nguyên và phụ cận, cũng như khả năng xử lý KLN (As, Cd, Pb) trong đất của cây
cỏ Mần trầu (Eleusine indica L.) và cây Lu lu đực (Solanum nigrum L.).
Ý nghĩa thực tiễn
Đề tài đã xây dựng được quy trình và có thể được ứng dụng trong thực tiễn
nhằm xử lý một số KLN (As, Cd, Pb) trong đất trồng rau bằng việc chọn 2 loại thực
vật bản địa trên địa bàn nghiên cứu.
4. Những đóng góp mới của luận án
Luận án đã tổng hợp, hệ thống và bổ sung số liệu để đánh giá được thực
trạng tích lũy KLN (As, Cd, Pb) trong đất, nước tưới và trong rau ở khu vực
nghiên cứu.
Đánh giá khả năng tích lũy kim loại nặng (Cd, Pb) và sự phát triển của cây
cỏ Mần trầu và Lu lu đực trên đất trồng rau khu vực thành phố Thái Nguyên và
vùng phụ cận với các yếu tố khác nhau (pH, phân hữu cơ vi sinh và phức chất hữu
cơ EDTA) với thời gian thu sinh khối hợp lý nhất là sau 3 tháng trồng.
Từ kết quả thực nghiệm, luận án ước tính thời gian cần thiết để làm sạch đất
ơ nhiễm Cd ở vùng nghiên cứu đối với cây Lu lu đực là 2 năm và ở cây cỏ Mần trầu
là 1,7 năm, ở đất ô nhiễm Pb là 23,7 năm và 15,7 năm.

2

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Một số vấn đề về nguồn gốc và dạng tồn tại của KLN trong đất
1.1.1. Khái niệm KLN
Thuật ngữ “KLN” được từ điển hóa học định nghĩa là các kim loại có tỷ
trọng lớn hơn 4,5 g/cm3. Trong tự nhiên có hơn 70 nguyên tố KLN.
Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “KLN” chủ yếu dùng để chỉ các kim
loại có nguy cơ gây nên các vấn đề môi trường bao gồm: As, Cd, Pb, Cu, Zn, Hg,
Ni, Mn, Cr,…. Theo cơ quan thống kê các chất độc Hoa Kỳ (ATSDR) và Cơ quan
bảo vệ Môi trường của Mỹ (US EPA), trong số này có As, Cd, Pb và Hg nằm trong
nhóm 20 chất nguy hại hàng đầu [105].
Một số kim loại là thành phần thiết yếu của các enzym, protein hô hấp và
trong các cấu trúc của cơ thể sinh vật, đó là các nguyên tố vi lượng như Fe, Zn, Cu,
Mn, Mo,... Tuy nhiên, ở hàm lượng quá cao hay quá thấp của các nguyên tố cần
thiết này đều là điều kiện bất lợi với cơ thể sinh vật. Sự tích tụ KLN trong mơi
trường đất, nước gây nguy hiểm cho sức khoẻ con người và các hệ sinh thái. Theo
nhiều nghiên cứu việc tích tụ KLN/á kim trong cơ thể con người có thể gây ra một
số rối loạn bao gồm các bệnh về tim mạch, ung thư, suy giảm nhận thức, thiếu máu
mãn tính, tổn thương thận, hệ thần kinh, não, da và xương [77, 118].
Các KLN tồn tại trong mơi trường đất thơng qua các q trình tự nhiên và
nhân tạo, gây ra nhiều tác động độc hại đối với hoạt động sinh học đất gây ảnh
hưởng khơng nhỏ đến các q trình chuyển hóa trao đổi chất cũng như chức năng
của hệ sinh thái [37, 45, 82].
1.1.2. Nguồn gốc KLN trong đất
1.1.2.1. Nguồn gốc tự nhiên
KLN tồn tại trong đất theo con đường tự nhiên liên quan đến các q trình
phong hóa đá và khống vật. Đá macma và đá biến chất là các nguồn tự nhiên phổ
biến đưa KLN vào đất. Đất hình thành từ đá macma bazơ có lượng Cr, Mn, Co và
Ni cao, trong khi đó đất hình thành từ đá trầm tích, phiến sét có lượng Cr, Co, Ni,
Zn và Pb cao nhất [52, 56, 115]. Hàm lượng KLN trong một số loại đá chính được
trình bày ở Bảng 1.1. Đối với các loại đất có nguồn gốc đá mẹ khác nhau thì có hàm

lượng KLN khác nhau. Đất phát triển trên đá phiến thạch sét hoặc các khoáng vật
giàu sét thường có hàm lượng Cu cao, dao động từ 2 - 100 mg/kg. Hàm lượng Pb
trong đất thường dao động từ 10 – 33 mg/kg, tăng theo thứ tự: đá bazan < đá cát kết

3


< đá trầm tích < đá vơi, trong đó hàm lượng Pb trong đá bazan có hàm lượng trung
bình 3 mg/kg và đá cát kết 19 mg/kg.
Bảng 1.1. Hàm lượng KLN trong một số loại đá chính
Đơn vị: mg/kg
KLN

Ultramafic

Đá mafic

Đá granit

Đá vôi

Đá cát kết

Đá phiến sét

Cr

2000 - 2980

200

4

10 -11

35

90 - 100

Mn

1040 - 1300

1500 - 2200

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: [115])

Mức độ phong hóa các khống vật ảnh hưởng đến sự xâm nhập các nguyên
tố này vào đất. Theo độ sâu phẫu diện đất, hàm lượng các nguyên tố Mn, Ni và Cr
tích lũy ở tầng dưới nhiều hơn ở tầng trên.
1.1.2.1. Nguồn gốc nhân tạo
Hoạt động khai khoáng, sản xuất công nghiệp, nông nghiệp, giao thông vận
tải là các nguồn chính phát thải chất ơ nhiễm và các KLN được tích tụ lại trong mơi
trường đất thơng qua q trình sử dụng phân bón, hóa chất, đổ bỏ chất thải rắn, tiếp
nhận nước thải và lắng đọng từ khí quyển. Trong đó, các lĩnh vực luyện kim và khai
khoáng, sản xuất và sử dụng thuốc trừ sâu, phân bón, nhựa, giấy, pin, chế biến gỗ
được cho là nguyên nhân quan trọng góp phần làm gia tăng nguy cơ gây ơ nhiễm
đất. KLN được tích lũy trong mơi trường ở cả dạng hợp chất vô cơ và hữu cơ. Theo
Sheila (1994), nguồn ô nhiễm KLN trong đất do hoạt động của con người gồm 5
nhóm: (1) Hoạt động nơng nghiệp: Zn, As, Pb, Cd, Cu, Se và U; (2) Khai thác kim
loại và luyện kim: Cd, Pb, As và Hg; (3) Công nghiệp: Cd, Hg, As, Cr, Cu, Co, Ni
và Zn; (4) Xử lý chất thải: As, Pb, Cu, Cd, Cr, Zn và Hg và (5) Sự lắng đọng khí
quyển: As, Pb, Cr, Hg, Cu, Cd và U [107].
Hoạt động nông nghiệp đã đưa một lượng đáng kể KLN vào trong đất do sử
dụng các loại phân bón hóa học, phân hữu cơ, hóa chất bảo vệ thực vật, bùn thải và
nguồn nước tưới bị ô nhiễm KLN. Nguồn đưa KLN vào đất nơng nghiệp được trình
bày ở Bảng 1.2 cho thấy nguồn Cd, Pb đi vào môi trường đất có nguy cơ cao từ việc
sử dụng nguồn nước tưới, sử dụng phân hữu cơ, phân phốt phát và vôi.
4


Bảng 1.2. Các nguồn KLN đưa vào đất nông nghiệp
Đơn vị: mg/kg

NT

Nước
thải

Phế thải
compost

Phân
chuồng

Phân
Photphat

Vôi

Thuốc
BVTV

Nước
tưới

Cr

8 - 40600

1,8 - 410

1,1 - 55

66 - 245

3,2 - 19

10 - 15

-

-

Mn

60 - 3900

-

30 - 969

40 - 2000

-

40 - 1200

-

-

Co

1 - 260

-

0,3 - 24

1 – 12

5,4 - 12

0,4 - 3

-

-

Ni

6 - 5300

0,9 - 279

2,1 - 30

7 – 38

7 - 34

10 - 20

-

-

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

Hg

0,1 - 55

0,09 - 21

0,01-0,36 0,01 - 2,0

Pb

2 - 7000

1,3 - 2240

0,4 - 27

4 - 1000

Phân
Nitrat

0,3 - 2,9

0,05

0,6 - 6

-

2 - 120

20 - 1250

11 - 26

< 20

(Nguồn: [115])

Khoảng 50% chất thải trong công nghiệp là dạng rắn (than, bụi, chất hữu cơ, xỉ
quặng), trong đó 15% có khả năng tồn lưu lâu dài trong đất, điển hình là các kim loại
Pb, Cd, Hg, As,… Một số nguồn gây ô nhiễm KLN được thể hiện ở Bảng 1.3 như sau:
Bảng 1.3. Các nguồn KLN từ một số hoạt động sản xuất công nghiệp
TT

Nguồn gây ô nhiễm

Ngun tố kim loại

1.
Cơng nghiệp khai khống, 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 hố học

Cd, Pb, As, Cu, Mn

7.
Bùn thải

Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, Zn
(Nguồn: [107])

1.1.3. Dạng tồn tại và chuyển hóa KLN trong đất
Sự chuyển hóa KLN trong đất phụ thuộc rất nhiều vào các dạng hóa học và
tính chất đặc hiệu của chúng. Các KLN được hấp phụ bởi các phản ứng nhanh ban
đầu (phút, giờ) thì tiếp theo là các phản ứng hấp thụ chậm (ngày, năm) và do đó
được phân phối lại thành các dạng hóa học khác nhau với tính linh động và độc tính
5


khác nhau [56, 111, 115]. Phân bố này được cho là được kiểm soát bởi các phản

ứng của các KLN trong đất như (1) các phản ứng axit - bazơ; (2) hấp phụ - trao đổi
ion; (3) kết tủa - tạo phức; (4) tích tụ sinh học (5) và hấp thu thực vật.
Cadimi
Cadimi nằm ở cuối hàng thứ hai của các nguyên tố chuyển tiếp với khối
lượng nguyên tử 112,4, tỷ trọng 8,65 g/cm3, điểm nóng chảy 320,9°C, và điểm sôi
767°C. Cùng với Hg và Pb, Cd là một trong ba độc chất KLN lớn và không được
biết đến với bất kỳ chức năng sinh học thiết yếu nào [76].
Trong tự nhiên, cadimi thường được tìm thấy ở dạng hóa trị (II). Cadimi tồn
tại ở dạng các hợp chất rắn như CdO, CdCO3, Cd3(PO4)2 trong điều kiện oxy hóa,
trong điều kiện khử (Eh ≤ -0,2V), Cd tồn tại nhiều ở dạng CdS. Trong mơi trường
đất, tính di động của Cd phụ thuộc vào các yếu tố pH, loại đất, oxyt kim loại trong
đất, hàm lượng chất hữu cơ,… trong đó độ chua là yếu tố quan trọng nhất quyết
định tính linh động của Cd. Trong đất chua Cd tồn tại ở dạng linh động hơn (Cd2+).
Tuy nhiên nếu đất có nhiều Fe, Al, Mn, chất hữu cơ thì Cd lại bị cố định làm giảm
khả năng linh động của Cd [56].
Quá trình hấp phụ Cd trong đất xảy ra khá nhanh, 95% Cd đưa vào đất bị hấp
phụ trong vòng 10 phút và 100% trong vịng 1 giờ. Thơng thường Cd tồn tại trong
đất ở dạng hấp phụ trao đổi chiếm 20 - 40%, dạng các hợp chất cacbonat là 20%,
hydroxyt và oxyt là 20% [56].
Cadimi được thực vật hấp thu qua hệ thống rễ và lá, tích lũy chủ yếu ở trong
lá khi trồng ở đất không ô nhiễm. Khi được tích lũy trong cơ thể thực vật, chúng
gây độc đối với cây, làm ảnh hưởng đến các quá trình sinh trưởng và phát triển của
thực vật, thay đổi tính thấm của màng tế bào, kìm hãm q trình sinh tổng hợp
protein, ức chế hoạt động của một số enzym, ảnh hưởng đến q trình hơ hấp,
quang hợp, trao đổi chất của thực vật. Sự hút thu Cd của cây trồng phụ thuộc rất
nhiều vào pH của đất và hàm lượng chất hữu cơ trong đất.
Chì
Chì là kim loại có khả năng linh động kém, khối lượng nguyên tử 207,39, tỷ
trọng 11,34 g/cm3. Các mức oxy hóa đặc trưng của chì là +2 và +4, trong đó các
hợp chất với chì ở mức oxy hóa +2 nhiều hơn và bền hơn. Các hợp chất của chì chủ

yếu là oxyt chì và chì hydroxyt.

6


Trong đất, chì tồn tại chủ yếu ở các dạng hòa tan, liên kết với chất hữu cơ,
liên kết với gốc cacbonat, dạng liên quan đến ion sắt và mangan, dạng liên kết với
chất hữu cơ và dạng còn lại. Ở vùng nhiệt đới, dạng hydroxyt chì chiếm ưu thế (Lê
Đức và cộng sự, 2009) [10]. Các hợp chất Pb khơng hịa tan chủ yếu là các photphat
chì, cacbonat chì (hình thành khi độ pH trên 6) và oxyt chì. Dạng linh động của chì
là Pb2+, tuy nhiên dạng này thường bị hấp phụ bởi khoáng sét, các oxyt sắt và
mangan, tạo phức với chất hữu cơ. Một số hợp chất Pb (IV) là chất oxy hóa mạnh.
Hai loại phổ biến nhất là chì dioxyt và chì sulfat. Ngồi các hợp chất vơ cơ của chì,
có một số hợp chất chì hữu cơ như tetraetyl chì. Dạng tồn tại của chì phụ thuộc vào
tính chất lý hóa học của mơi trường như pH, CEC, thành phần cơ giới, hàm lượng
chất hữu cơ trong đất [47, 56]. Các độc tính và các tác động mơi trường của các hợp
chất chì hữu cơ đặc biệt đáng chú ý vì việc sử dụng rộng rãi trước đây và phân phối
tetraetyl chì như một phụ gia xăng. Thời gian tồn lưu trong đất dài, khoảng 1505000 năm [105].
Chì có trong tất cả các loại thực vật nhưng khơng đóng vai trị quan trọng
trong các q trình trao đổi chất. Thậm chí, chì cịn gây độc đến thực vật, ảnh
hưởng đến các quá trình quang hợp, sự phân bào, hút thu nước, tính co dãn và đàn
hồi của màng tế bào. Thực vật có hấp thu một lượng lớn ngun tố chì thơng qua
lơng rễ và được dự trữ trong thành tế bào. Khả năng hút thu chì của thực vật tỷ lệ
thuận với nồng độ dinh dưỡng trong dung dịch và thời gian.
Asen
Nguyên tố Asen là một á kim thuộc nhóm V-A trong bảng tuần hồn
Mendeleev, số hiệu ngun tử 33, bán kính ngun tử 115 pm, bán kính cộng hóa
trị 119 pm, ngun tử khối 74,92, khối lượng riêng 5,72 g/cm3, độ cứng 3.5, nhiệt độ
nóng chảy 8170C, nhiệt độ sơi 6140C. Asen là nguyên tố độc hại tùy thuộc vào dạng
tồn tại và trạng thái oxi hóa cũng như sự tham gia liên kết cộng hóa trị với nhiều

kim loại và các hợp chất hữu cơ ổn định. Số oxy hóa của As là -3, 0, +3 và +5,
trong đó, các anion AsO2-, AsO43-, HAsO42- và HAsO3- là dạng di động thường gặp
của As. Hai dạng tồn tại chủ yếu của asen trong môi trường là asen (III) và asen
(V). Ở môi trường oxy hóa và thống khí, dạng tồn tại chủ yếu của asen là asenat,
trong điều kiện khử và ngập nước, asenit là dạng tồn tại chủ yếu của asen. Trong
môi trường đất Asen tồn tại chủ yếu dưới dạng asenat (AsO43-), chúng tồn tại ở dạng
liên kết với sắt và nhơm trong đất axit (FeAsO4, AlAsO4) và có nhiều ở dạng
Ca3(AsO4)2 trong đất kiềm và đất cacbonat. Tốc độ chuyển hóa và dạng tồn tại của
asen phụ thuộc vào thế oxy hóa khử và pH của mơi trường và các nhân tố vật lý,
7


hóa học, sinh học khác. Khi đất ở dạng khử và độ chua của đất tăng lên, khả năng
linh động của As trong đất tăng do asenat chuyển hóa thành asenit (As (III) - chủ
yếu ở dạng axit không phân ly H3AsO3 . Dạng As (III) có khả năng hịa tan lớn gấp
5 - 10 lần và độc tính cao hơn so với các dạng asenat (As (V)) [56, 115].
As hữu cơ ít độc hơn các As vơ cơ, dạng As độc nhất là dạng As dễ tiêu sinh
học, được chiết rút bằng các dung dịch amoni oxalat, hydroxylamine hydroclorua,
photphat, axetat và nước. As ức chế sự trao đổi chất của vi sinh vật. Cây bị ngộ độc
As sẽ giảm tăng trưởng, lá héo, nhuộm màu tím, rễ cây bị bạc màu, co nguyên sinh
tế bào. Asen có thể thay thế phốt pho trong các phân tử axit nucleic và tích lũy vào
cơ thể người thơng qua chuỗi thức ăn, gây ung thư da, nội tạng ảnh hưởng thần
kinh, giảm chức năng gan, thận [47].
Asen có trong hầu hết các thực vật nhưng vai trị sinh học của nó lại rất ít
được biết đến. Cây hấp thụ As một cách thụ động cùng với sự hút thu nước. Hàm
lượng asen trong thực vật có mối quan hệ tuyến tính với hàm lượng asen trong đất
cả ở dạng tổng số và dạng linh động.
1.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới và Việt Nam
1.2.1. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới
Ơ nhiễm mơi trường do KLN đã và đang trở thành vấn đề nghiêm trọng trên

thế giới. Việc tăng nhu cầu khai thác và sử dụng KLN thông qua khai thác và chế
biến quặng, tiếp theo cho các ứng dụng khác nhau đã dẫn đến việc giải phóng các
ngun tố này vào mơi trường, gây ảnh hưởng không nhỏ đến hệ sinh thái, đặc biệt
là gây rối loạn các chu trình sinh học trong tự nhiên ở nhiều vùng, nhiều quốc gia
trên toàn thế giới .
Theo He và cộng sự (2015), trên toàn thế giới có hơn 10 triệu vùng đất bị ơ
nhiễm, trong đó trên 50% là ô nhiễm do KLN [74]. Phần lớn các khu vực bị ô
nhiễm KLN là ở các nước phát triển và đang phát triển, điển hình như Mỹ,
Australia, Đức, Thụy Điển, Trung Quốc và Ấn Độ [61, 66, 70, 80, 87 91, 120].
Tại Mỹ, khoảng 600 nghìn ha đất bị ô nhiễm KLN và á kim. Cơ quan Bảo vệ
Môi trường của Bồ Đào Nha đã chỉ ra rằng có trên 50.000 điểm bị ơ nhiễm KLN/á
kim cần được xử lý khẩn cấp [67]. Gorosper (2012) đã phân tích một số KLN trong
đất ở 91 vườn rau tại San Francisco cho thấy, trên 75% các mẫu đất ở đây có hàm
lượng Cd, As và Pb vượt quá tiêu chuẩn cho phép, lần lượt trên 84%, 74% và 62%
tổng số mẫu [71].

8


Ô nhiễm đất được coi là một trong những vấn đề quan trọng ở Liên minh
châu Âu (EU). Trên 3 triệu địa điểm ở Châu Âu được ước tính có khả năng bị ô
nhiễm với 0,5 triệu địa điểm đang bị ơ nhiễm cao và cần được khắc phục. Có
400.000 điểm ô nhiễm đất ở các nước châu Âu bao gồm Đức, Anh, Đan Mạch, Tây
Ban Nha, Ý, Hà Lan và Phần Lan. Thụy Điển, Pháp, Hungary, Slovakia và Áo có ít
hơn 200.000 địa điểm bị ơ nhiễm. Theo Tóth và cộng sự (2016), có gần 22.000 địa
điểm cần được đánh giá và làm sạch, tương đương với 137.000 km2 [112]. Hy Lạp
và Ba Lan có 10.000 vùng đất bị ô nhiễm, trong khi Ireland và Bồ Đào Nha ít hơn
10.000 địa điểm bị ô nhiễm (Perez, 2012) [99]. Tại Pháp, phân tích hàm lượng Pb
trong 11.400 mẫu đất nơng nghiệp có 1% số mẫu có hàm lượng vượt quá giới hạn
cho phép [95]. Theo Lewandowski và cộng sự (2006), khoảng 10.000 ha đất nông

nghiệp không được sử dụng do ô nhiễm KLN [83].Theo đánh giá của Ủy ban Châu
Âu, ô nhiễm đất gây thiệt hại khoảng 17,3 tỷ euro mỗi năm [105].
Ở Anh, việc xử lý đất bị ô nhiễm KLN là cơng việc vơ cùng khó khăn, ước
tính phải mất vài chục năm để xử lý. P.A.Shelmerdine và cộng sự (2004) cho biết ở
rất nhiều vùng đất khai thác khống sản của Anh bị ơ nhiễm KLN ở mức đáng lo
ngại (Bảng 1.4) [108].
Bảng 1.4. Hàm lượng KLN trong đất của một số mỏ tại Anh

Đơn vị: (mg/kg)
Nguyên tố

Mỏ chì Cumbria

Mỏ thiếc, đồng
Cornwall

Mỏ đồng
Devon

Hàm lượng
trung bình

As

127,7 - 366,8

280,7 – 2331,6

87,5 - 1246,8

10,4

Cu

283,5 - 2637,6

399,7 - 3588,8

512,6 - 2697,7

23

Cd

1,2 - 69,0

ND - 1,7

ND

0,8

Pb

5704,8 - 19436,9

37,7 - 1638,7

53,5 - 450,6

74

Zn

794,4 -20972,3

190,6 - 759,2

28,6 - 515,3

79
(Nguồn: [108])

Có nhiều nguyên nhân khác nhau dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất, đáng kể
nhất là do sự tích lũy từ chất thải của các ngành cơng nghiệp có liên quan đến kim
loại và hoạt động khai thác khống sản. Mơi trường bị ơ nhiễm do các hoạt động
khai khoáng và tuyển quặng đã được các nhà khoa học của Hàn Quốc đặc biệt quan
tâm nghiên cứu. Các tác giả đã chỉ ra những rủi ro có thể xảy ra đối với sức khỏe

9


con người cũng như mức độ tích tụ các kim loại độc hại trong các sản phẩm nông
nghiệp quan trọng như lúa gạo.
Theo các tài liệu được trích bởi Bùi Thị Kim Anh [5], ô nhiễm đất tại Nga
cũng là một vấn đề rất nghiêm trọng. Tại 120 thành phố của Nga có hàm lượng chì
cao trong đất. Ở các thành phố có các ngành cơng nghiệp luyện kim, hàm lượng chì
trong đất dao động trong khoảng 1000-2000 mg/kg. Mặc dù đất trồng trọt ở đây ít bị
ơ nhiễm chì, tuy nhiên lượng chì dọc theo đường giao thơng gần với khu dân cư lại
đặc biệt nguy hiểm. Mỗi năm nước Nga thải ra 4000 tấn chì. Nguồn ơ nhiễm chì

chính là do khói bụi thải ra từ động cơ xe. Một nguồn ổn định khác nữa là từ các
ngành công nghiệp kim loại không sử dụng sắt bao gồm cả các lị nấu chảy chì,
đồng và các nguồn thải do sản xuất pin. Các nhà máy sản xuất thủy tinh và gốm sứ
cũng đóng góp một lượng ơ nhiễm chì nhất định. Ở Norils (Nga) là khu vực tập
trung những lò nấu chảy KLN lớn nhất thế giới. Tại đây, mỗi năm có hơn 4 triệu tấn
Cd, Cu, Pb, Zn, Ni, As và Se phát thải ra khơng khí. Các mẫu khí thải ở vùng này
đều có mức ơ nhiễm đồng, niken vượt quá tiêu chuẩn cho phép, kết quả là số người
tử vong vì các bệnh hơ hấp ở mức cao.
Viện Nghiên cứu Blacksmith, New York đã đưa ra danh sách 10 thành phố ô
nhiễm nhất trên thế giới thì có tới 8 thành phố liên quan đến ô nhiễm KLN đó là
Lâm Phần, Thiên Anh (Trung Quốc); Sukindan, Vapi (Ấn Độ); La Oroya (Peru);
Dzerzhinsk, Norilsk (Nga); Chernobyl (Ukraine); Sumgayit (Azerbaijan); Kabwe
(Zambia). Khoảng 4 triệu ha đất canh tác ở Trung Quốc tương đương khoảng 2,9%
diện tích đất nông nghiệp bị ô nhiễm KLN/á kim. Trên 8 triệu ha đất để sản xuất
thực phẩm (25% tổng diện tích) bị ô nhiễm các kim loại như Pb, Cd, Cr, Sn và Zn,
làm thiệt hại khoảng 10 triệu tấn cây trồng mỗi năm (Hongbo và cộng sự, 2011)
[76]. Trong đó, Lâm Phần, Thiên Anh (Trung Quốc) là một ví dụ điển hình về ơ
nhiễm nặng KLN. Ngay cả lúa mì ở Thiên Anh cũng chứa hàm lượng chì gấp 24 lần
mức cho phép của Trung Quốc. Ngoài ra, Trung Quốc cũng là nước đứng đầu về ô
nhiễm thủy ngân. Theo kết quả phân tích thủy sản ở 4 hồ nước ngọt và khu vực biển
phía đơng tỉnh Giang Tơ có rất nhiều kim loại khác nhau, trong đó Hg, Cd, Cr, Zn
và Pb tồn tại trong 41% thủy sản. Tại Sukindan, ở Vapi, Ấn Độ, hàm lượng Hg
trong nước ngầm của đô thị này cao gấp 96 lần so với tiêu chuẩn của Tổ chức Y tế
thế giới.
Tại Nhật Bản, khi nghiên cứu về đất bị ô nhiễm Hg và Cd, từ năm 1953 1967 Nhật Bản đã sử dụng hơn 6800 tấn Hg, kết quả là tại những vùng đất trồng lúa
bị ô nhiễm Hg đã làm tăng hàm lượng Hg trong gạo từ 0,02 mg/kg (1946) tăng lên
10


0,15 mg/kg (1966). Trong khi đó, theo tiêu chuẩn vệ sinh quy định về hàm lượng

Hg trong lương thực không được vượt quá 0,02 mg/kg. Vì vậy người dân ở đây đã
bắt đầu hạn chế sử dụng phân bón có chứa Hg. Tại tỉnh Toyama thuộc khu vực
đầu nguồn sông Jinsu, hàm lượng Cd trong lúa được trồng ở vùng này cao hơn gấp
10 lần so với lúa trồng ở khu vực khác nên đã bị cấm gieo trồng. Nguyên nhân là
do môi trường đất vùng này bị ảnh hưởng bởi nguồn nước thải của mỏ khai
khoáng Shinkou (tinh luyện kẽm) làm tăng tích lũy KLN trong đất canh tác. Cho
tới năm 1992 mới giải độc được khoảng 36% diện tích đất bị ơ nhiễm, chi phí làm
sạch đất và chi phí bồi thường tổn thất nơng nghiệp lên tới 19 triệu USD/năm. Ở
Phần Lan, hầu hết ô nhiễm KLN trong đất là do nước thải từ chế biến thực vật, nhà
máy cưa, chế biến gỗ, khu vực săn bắn, gara ô tô và kho phế liệu. Trong năm 2001,
20.000 vùng đất đã bị ô nhiễm KLN, 38% những khu vực này bị đóng cửa để xử lý,
trong đó ơ nhiễm KLN là mối quan tâm lớn nhất [45].
1.2.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất Việt Nam
Hiện nay, ở Việt Nam vấn đề ô nhiễm KLN trong môi trường đất đã nhận
được nhiều mối quan tâm nghiên cứu, đặc biệt ở những nơi chịu ảnh hưởng bởi chất
thải rắn, nước thải từ hoạt động khai khống, cơng nghiệp chế biến và sử dụng kim
loại, bên cạnh đó là việc sử dụng nhiều phân bón hóa học, thuốc trừ sâu trong các hệ
thống nơng nghiệp có mức đầu tư thâm canh cao. Trong những thập kỷ gần đây đã
có nhiều cơng trình khoa học cơng bố về ảnh hưởng của hoạt động canh tác, ô
nhiễm nguồn nước tưới đến quá trình tích lũy KLN trong đất trồng rau, lúa màu,
hoa cây cảnh và đặc biệt là các đất trồng cây cơng nghiệp, cây đặc sản có chu kỳ
canh tác lâu năm [14, 16, 20, 22, 26, 28].
Có thể thấy rằng, hàm lượng KLN trong các loại đất canh tác ở Việt Nam đang
có sự tích lũy tăng dần theo thời gian kể từ thời điểm sau những năm 1990 đến nay.
Năm 1997, Nguyễn Xuân Thành đã nghiên cứu 25 mẫu đất ở 4 huyện ngoại thành Hà
Nội, cho kết quả hàm lượng Pb trong đất ruộng quanh khu vực nhà máy Đức Giang
dao động trong khoảng 13,20 - 51,75 mg/kg, quanh khu vực nhà máy phân lân Văn
Điển dao động trong khoảng 17,49 - 62,47 mg/kg [36]. Như vậy, tính trung bình hàm
lượng Pb tại Đức Giang và Văn Điển đã lớn hơn 2,44 và 4,45 lần so với kết quả nghiên
cứu của Phạm Bình Quyền cơng bố năm 1993. Đồng thời, kết quả này cũng phù hợp

với nghiên cứu của Vũ Quyết Thắng (1998) về hàm lượng Cu, Pb và Cr trong đất trồng
rau muống ở Thanh Trì trung bình lần lượt là 18,17; 44,14 và 20,5 mg/kg [38].
Tại thành phố Hồ Chí Minh, theo Võ Đình Quang (1999), hàm lượng Pb
quan trắc được ở các điểm thuộc huyện Hóc Mơn dao động trong khoảng 19,7 –
11


91,13 mg/kg, nguyên nhân do người dân sử dụng nhiều rác thải để xử lý thành phân
compost bón lại cho ruộng đồng [32]. Còn theo Nguyễn Ngọc Quỳnh và Lê Huy Bá
(2002), do sử dụng nguồn nước tưới bị ô nhiễm KLN từ 28.500 cơ sở sản xuất công
nghiệp đã làm tăng sự tích lũy Cu, Zn, Hg, Cd và Cr trong đất trồng lúa, trong đó
Cd dao động 2,1 - 23,5 mg/kg, vượt TCVN 7209:2002 từ 2,3 đến 12 lần [33].
Nguyễn Hữu On và Ngô Ngọc Hưng (2004) cũng đã chỉ ra hàm lượng Cd trong đất
lúa ở đồng bằng Sơng Cửu Long dao động trung bình 0,01- 0,56 mg/kg [27].
Theo thời gian, việc sử dụng nguồn nước tưới, phân bón vơ cơ, phân
compost và các hóa chất bảo vệ thực vật, đã góp phần làm cho tình trạng ô nhiễm
đất tại nhiều khu vực thêm trầm trọng, trong đó thật sự quan ngại ở những vùng có
lịch sử thâm canh nông nghiệp, các vùng ven đô thị, khu cụm cơng nghiệp thuộc
các tỉnh phía Bắc và phía Nam [6, 11, 12, 14, 15, 19]. Nguyễn Văn Chương và Ngơ
Ngọc Hưng (2012) đã khảo sát khả năng tích lũy của As và Cd trong đất và hạt ngô
ở huyện An Phú, tỉnh An Giang chỉ ra rằng hàm lượng As trong đất từ 0,46-14,0
mg/kg, Cd từ 6,0- 18,0 mg/kg [6]. Cịn theo Bộ Tài ngun và Mơi trường, hàm
lượng As trong đất nông nghiệp ven thành phố Lạng Sơn và đất tại thôn Đại Sơn,
huyện Cao Lộc, Lạng Sơn đã tăng từ 2-4 lần kể từ năm 2011 đến 2013, đáng chú ý
rằng hàm lượng As trong đất trồng hoa Mê Linh, Hà Nội năm 2013 - 2014 tăng gấp
5-6 lần so với thời điểm năm 2011-2012 [1]. Theo đó, Nguyễn Ngân Hà và cộng sự
(2015, 2016) cũng đã chỉ ra các mẫu đất trồng rau và mẫu rau ở huyện Sóc Sơn, Hà
Nội có dấu hiệu bị ơ nhiễm KLN Cd, Cu, Pb, Zn từ mức nhẹ đến trung bình, cụ thể
rau Dền có hàm lượng Cd vượt mức cho phép 3 lần, Mồng tơi bị ô nhiễm Cd và Zn.
Đối với mẫu đất ở phường Yên Nghĩa, quận Hà Đông, hàm lượng As vượt ngưỡng

cho phép khoảng 1,14 - 2,86 lần. Đối chiếu với tiêu chuẩn 99/2008/QĐ-BNN thì rau
Cải cúc và Cải ngồng bị ơ nhiễm Pb với hàm lượng vượt ngưỡng cho phép là 10,68
và 16,23 lần [11, 12]. Phan Quốc Hưng (2011) khi đánh giá đất nông nghiệp khu
vực ven Hà Nội thấy rằng tất cả các mẫu đất ven các khu công nghiệp được thu thập
đều có hàm lượng các KLN Cu, Pb, Zn vượt quá ngưỡng cho phép theo QCVN
03:2008/BTNMT, có những mẫu có hàm lượng Cu lên đến 90,45 mg/kg, Zn 278,92
mg/kg, Pb 332,79 mg/kg [19].
Kết quả nghiên cứu của Nguyễn Hoàng Linh (2011, 2016), cũng chỉ ra rằng
mức độ ô nhiễm KLN trong đất chuyên canh hoa tại Tây Tựu, trong lớp đất 0-20 cm
phát hiện Cu, Cd và Pb đều vượt ngưỡng giá trị cho phép; đối với đất trồng hoa
hồng tương ứng là 3,24; 1,62 và 1,73 lần; đất trồng hoa đồng tiền tương ứng là 1,14;
1,17 và 1,2 lần. Ở đất chuyên canh hoa ở Mê Linh có hàm lượng KLN cao hơn đất

12


đối chứng và cao nhất là đất trồng hoa Hồng. So với ngưỡng cho phép theo QCVN
03:2008/BTNMT, hàm lượng Cd trong đất chuyên canh hoa Hồng và hoa Cúc vượt
tương ứng là 4,69 và 3,01 lần; hàm lượng Cu trong đất chuyên canh hoa Hồng và
hoa Cúc vượt tương ứng là 2,44 và 1,2 lần. Dạng linh động của Cu, Pb và Cd trong
đất chuyên canh hoa ở Tây Tựu và Mê Linh có khác nhau. Ở Tây Tựu dạng linh
động của Cu và Pb rất lớn tương ứng là 16,46 và 11,67 mg/kg; ở Mê Linh, Cu linh
động là 8,065 mg/kg [22, 23].
Kết quả nghiên cứu Nguyễn Viết Thành (2012) trong mẫu nước sông Nhuệ
năm 2011 - 2012 cho thấy một số điểm đã có Cu, Pb, Zn vượt quá tiêu chuẩn cho
phép đối với chất lượng nước mặt cột A2 – QCVN 08:2008/BTNMT. Điểm Phú
Diễn: 1,213 mg Zn/l vượt 1,213 lần; điểm Thanh Liệt: 0,328 mg Cu/l vượt 1,64 lần;
0,045 mg Pb/l vượt 2,25 lần. Quá trình sử dụng nước sông Nhuệ để làm nước tưới
tiêu cho nông nghiệp cũng đã tích lũy một lượng lớn hàm lượng KLN trong đất. Đất
ở khu vực dọc 2 bên sông đã và đang bị ô nhiễm KLN. Hàm lượng kim loại (Cu,

Pb, Zn) trong các mẫu đất sử dụng nước tưới của sơng Nhuệ có sự khác nhau giữa
các khu vực nghiên cứu và giữa các mùa nghiên cứu. Hàm lượng đồng (Cu) và kẽm
(Zn) đo được tại một số điểm lấy mẫu đất đã vượt quá tiêu chuẩn cho phép đối với
hàm lượng kim loại đồng trong đất - QCVN 03:2008/BTNMT (50 mg/kg). Điểm
Phú Diễn: 58,1 - 62,4 mg Cu/kg vượt 1,16 - 1,25 lần, 244,6 - 259,3 mg Zn/kg; Điểm
Hữu Hòa: 56,1 - 62,5 mg Cu/kg vượt 1,12 - 1,25 lần; Điểm Thanh Liệt 79,4 - 99,2
mg Cu/kg vượt 1,59 - 1,98 lần, 218,4 - 220,3 mg Zn/kg vượt 1,09 - 1,10 lần; Điểm
Tả Thanh Oai: 59,8 - 61,8 mg Cu/kg vượt quá 1,2 - 1,24 lần [35].
Bên cạnh những vấn đề nêu trên, thì vấn đề ơ nhiễm môi trường đất canh tác
nông nghiệp chịu ảnh hưởng bởi việc đổ bỏ chất thải rắn xung quanh một số khu xử
lý chất thải, làng nghề tái chế vật liệu có chứa kim loại, khu cụm cơng nghiệp và
chất thải từ các vùng khai thác mỏ được cho là thực sự quan ngại vì trong chất thải
chứa hàm lượng cao đến rất cao các KLN như Pb, As, Cd, Zn, Cu, Ni, ...
Đến nay đã có nhiều nghiên cứu chỉ ra hoạt động tái chế chì ở làng Đơng
Mai, Văn Lâm, Hưng Yên làm cho nhiều khu đất đã bị ô nhiễm Pb và Cd ở mức rất
cao. Trong đó, Đặng Thị An và Trần Quang Tiến (2008) cho biết rằng đất nơng
nghiệp khu vực lị nấu chì ở Hưng n bị ơ nhiễm chì ở mức nặng đến rất nặng và ô
nhiễm Cd ở mức thấp so với TCVN 7209 : 2002. Hàm lượng Pb và Cd trong đất
trồng trọt tương ứng là 964-7070 mg/kg và 0,50-1,90 mg/kg (ruộng lúa); 700-3500
mg/kg và 0,3-1,0 mg/kg (ruộng rau muống) [3].

13


Bảng 1.5. Hàm lượng Pb và Cd trong đất và rau muống ở một số khu vực

TT

Ruộng

Hàm lượng trong đất Hàm lượng trong rau muống
(mg/kg đất khô)
(mg/kg chất khô)
Pb

Cd

Pb

Cd

1 Ruộng 1

3200

1,0

31,50

0,24

2 Ruộng 2

2148

0,7

17,82

0,10

3 Ruộng 3

3500

0,59

18,34

0,16

4 Ruộng 4

700

0,3

3,25

0,02

5 Ruộng ĐC

90

0,2

0,86

0,02

13240

3,85

264,8

1,90

70

2,0

<1,0

0,02

6 Khu đất chứa vỏ ắc qui
7 TCVN (7209-2002)

(Nguồn: [3])

Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong đất nơng nghiệp của xã Đại Đồng,
huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên (2001) cho thấy hoạt động tái chế kim loại đã ảnh
hưởng trực tiếp đến việc tích lũy KLN trong đất canh tác của xã. Hàm lượng các
KLN như Cu, Pb, Zn và Cd trong đất nông nghiệp dao động lần lượt là 40,13 277,644 mg/kg, 40,18 - 1703 mg/kg, 64,61 - 220,5 mg/kg và 0,78 - 2,07 mg/kg. So
sánh với các ngưỡng cho phép theo QCVN 03:2008 có 10/11 mẫu đất bị ơ nhiễm Cu,
9/11 mẫu đất ô nhiễm Pb, 3/11 mẫu đất ô nhiễm Zn và 2/11 mẫu đất bị ô nhiễm Cd.
Theo Sở Tài nguyên và Môi trường tỉnh Đồng Nai (2013), tại những vùng
phụ cận khu chôn lấp chất thải rắn phường Tràng Dài, Thành Phố Biên Hòa, khu xử

lý chất thải rắn xã Vĩnh Tân, huyện Vĩnh Cửu và xã Túc Trưng, huyện Định Quán
có hàm lượng As vượt quy chuẩn từ 1,02; 4,12 và 1,27 lần, theo thứ tự.
Hiện nay, ở Việt Nam đang phải đối mặt với tình trạng gia tăng nhu cầu sử
dụng đất bãi thải và xử lý chất thải rắn. Do vậy kèm theo đó sẽ dẫn đến ngày càng gia
tăng nhiều rủi ro ô nhiễm môi trường đất từ khu vực đổ thải và vùng phụ cận. Theo
Bộ Tài nguyên và Môi trường (2016), tính đến năm 2015, tổng diện tích đất bãi thải,
xử lý chất thải có 12,26 nghìn ha, chiếm 0,3% diện tích đất phi nơng nghiệp, được
phân bố đồng đều ở 6 vùng kinh tế tập trung trong cả nước. Dự kiến rằng, diện tích
đất này sẽ khơng ngừng tăng nhanh đến năm 2020 – 2030 do tăng nhu cầu bãi chứa
chất thải nhiệt điện, khai khoáng và chất thải điện tử. Sở Tài ngun và Mơi trường
Hải Phịng (2016) đã chỉ ra hàm lượng Cd tại khu liên hợp xử lý chất thải thuộc quận
Hải An và Đồ Sơn cao nhất gấp 2 lần so với QCVN 03-MT-2015/BTNMT. Năm
14