Luận văn thạc sĩ ứng dụng mô hình hydrus 1d để mô phỏng sự di chuyển của kim loại nặng cu pb zn trong đất lúa xã đại áng huyện thanh trì hà nội

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

hương Minh Phượng

M---------------------M P
Ủ

ML

Ặ

( u, Pb, Zn)

XÃ Á , Ệ , À Ộ

- 2012

Ấ LÚ


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

hương Minh Phượng

M---------------------M P
Ủ

ML

Ặ ( u, Pb, Zn)

Ấ LÚ

XÃ Á , Ệ , À Ộ

:
M

oa ọc Mô trườ
60 85 02

. guyễn gọc Minh

L ẢM Ơ

- 2012


Luận văn tốt
nghiệp

Khoa Môi
Trãờng

MC LC
LI M U........................................................................................................... 1
CH

I

U

I LI U...............................................................8

1.1. KLN trong môi trường đất..............................................................................8
1 1 1 guồn gốc..............................................................................................8
1 1 2 Phân bố...................................................................................................13
1 1 3 Sự chuyển hóa........................................................................................15
1.2. Cơ chế di chuyển của KL trong đất.....................................................24
1.2 1 Khuếch tán và phân tán...........................................................................24

1 2 2 Dòng chảy ưu thế...................................................................................25
1 2 3 Di chuyển c ng v i o đất..............................................................26
1 2 4 Sự di chuyển của phức hữu cơ – im loại hòa tan..................................27
1.2.5. R a tr i và di chuyển nhờ dòng chảy bề mặt..........................................29
1.2.6. Bay hơi...................................................................................................30
1 3 Các yếu tố ảnh hưởng t i sự di chuyển của KL trong đất lúa.............30
1.3.1. pH........................................................................................................... 30
1 3 2 hế oxy hóa h..................................................................31
1 3 3 Chất hữu cơ của đất................................................................................33
1.3.4. Sự hình thành các h p chất hóa h c của KLN trong đất.........................36
1.3.5 Sự phong hóa và biến đổi hống vật đất.................................................36
1.3.6 Hoạt động canh tác...................................................................................37

1 4 M hình m phỏng sự phân bố và di chuyển của KL trong đất.............39
CHƯƠ

II ĐỐI ƯỢ

V PHƯƠ

PHÁP

HIÊ CỨU.....................41

2 1 Đối tư ng nghiên cứu...................................................................................41
2.2. Phương pháp nghiên cứu............................................................................... 43
CHƯƠNG III. KẾ

UẢ

HIÊ CỨU V HẢO LUẬ..............................46

3 1 Một số đặc t nh l hóa h c của đất nghiên cứu..........................................46
3.2. Sự t ch l y KL trong t ng mặt đất canh tác huy n hanh rì...................52
3 3 Các dạng tồn tại của KL trong đất.......................................................54
3 4 Khả năng hấp phụ của đất đối v i cỏc KLN..............................................60

Khãơng Minh Phãợng
K17CHMT

5


Luận văn tốt
nghiệp
3

Khoa Môi
Trãờng

M phng s di chuyn ca KL trong ph u di n đất nghiên cứu...............67

3 6 hững sai số có thể gặp trong q trình m phỏng sự di chuyển của KL (Cu,
Pb, Zn).
..............................................................................................................................
72
KẾ LUẬ

V KIẾ

HỊ..........................................................75

1 Kết luận............................................................................................................ 75
2 Kiến nghị......................................................................................................... 76
I LI U H M KHẢO..................................................................................77
PH L C.................................................................................................97

Khãơng Minh Phãợng
K17CHMT

6


Luận văn tốt
nghiệp

Khoa Môi
Trãờng

DANH MC BNG

Bng 1. Hm lng KLN trong một số nguồn bổ sung trong nơng nghiệp (µg/g) ..11
Bảng 2.

m ượng kẽm trong h t thải

Bảng 3. Hàm lượng trung bình

một số ng nh ơng nghiệp.......................13

KLN trong một số oại đá hính.......................13

Bảng 4. KLN trong một số đá v khống vật
Bảng 5. Ảnh hưởng
Bảng 6. á vị trí

đ t.............................................14

điều kiện đ t tới khả năng inh động

KLN..................32

y mẫu th o độ s u..................................................................41

Bảng 7. Phương pháp hiết iên tiếp xá định dạng tồn tại
Bảng 8. Một số tính h t ơ bản
Bảng 9. Th nh phần

p hạt

mẫu đ t nghiên

KLN.......................44

u.....................................46

á tầng đ t.........................................................47

Bảng 10. Hàm lượng KLN thu được từ thí nghiệm chiết liên tiếp (mg/kg).............54
Bảng 11. Tương quan gi a hàm lượng KLN trong dung dị h b n đầu ( e) và lượng h
p ph trên ph r n (Qs) tại thời điểm n bằng.
.................................................................................................................................
60
Bảng 12. ằng số KF v n thu đượ từ phương trình Fr und i h

á KLN.......66

DANH MỤC HÌNH
Hình 1. Sơ đồ huyển hố

KLN trong mơi trường đ t (Hodgson, 1963)[3].....16

Hình 2. Bản đồ vị trí y mẫu...................................................................................42
Hình 3. Nhiễu xạ đồ X-r y

mẫu đ t nghiên

u: ) ĐA1, b) ĐA2, ) ĐA3......50

Hình 4.S tí h y u, b, n trong tầng m t đ t nh tá huyện Th nh Trì..........53
Hình 5. á dạng KLN khá nh u trong mẫu đ t nghiên u...............................59

Hình 6. Đường đẳng nhiệt h p ph

á KLN ở á tầng đ t khá nh u

mẫu đ t

nghiên u.
..............................................................................................................................
65
Hình 7. S di huyển

u, b, n trong đ t nghiên

u th o thời gi n v th o

hiều s u phu din t.....................................................................................71

Khãơng Minh Phãợng
K17CHMT

3


DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT
CEC

: Dung tí h tr o đổi tion

CHC

:hthuơ

HOAc

: Axit axetic

HST

: ệ sinh thái

KLN

: Kim oại n ng

NH4OAc

: Amoni axetat

TPCG

: Th nh phần ơ giới

VSV

: Vi sinh vật


Luận văn tốt
nghiệp

Khoa Môi
Trãờng

LI M U
Hin nay ụ nhim KLN trong đất đã trở thành một vấn đề môi trường đáng
báo động. Hiện trạng này ngày càng tăng không những đe dọa tới sản xuất nông
nghiệp và chất lượng nông sản, mà còn ảnh hưởng gián tiếp tới sức khoẻ con
người và động v t thông ua chu i thức ăn. ứng trước những hệ l y hiện hữu, đã c
rất nhiều n l c được tiến hành đ giải uyết vấn đề này. rong s đ c những nghi n
cứu về “hành vi” của KLN trong môi trường đất, làm tiền đề cho việc tìm ra những
phương cách ứng x th ch hợp, ngăn ch n và giảm thi u những tác động ti u c c của
chúng.
ôi trường đất lúa c đ c th ri ng biệt. uá trình ng p nước làm giảm mạnh s
trao đ i giữa đất và kh uy n. rạng thái kh chiếm ưu thế trong đất làm cho t nh chất
của đất diễn biến theo chiều hướng khác nhiều so với đất ban đầu khi chưa trồng
lúa. “S ph n” của các KLN trong đất lúa chịu ảnh hưởng đa chiều từ các m i uan
hệ với các t nh chất và thành phần ln biến động của đất. Vì thế, việc mô phỏng s
di chuy n và biến đ i của các KLN trong HS đ c biệt này là một bài toán khá phức
tạp đ i với các nhà khoa học.
Khi nghi n cứu về khả năng di chuy n của các chất ô nhiễm n i chung và
KLN n i ri ng trong mơi trường đất, mơ hình h a là một công c được s d ng ngày
càng ph biến và dần chứng minh được hiệu uả nh m đem lại cái nhìn bao
uát về động thái của các chất ô nhiễm trong môi trường đất.
ề
k

loạ

tài:
ặ

(C , Pb, Z ) t o

“

–
ất lú

xã Đạ Á

,

,

được th c hiện với m c đ ch đánh giá khả năng di chuy n của các KLN này theo
chiều sâu phẫu diện và theo thời gian ở đất lúa xã ại Áng, huyện hanh rì, Hà
Nội.
ề tài s tiến hành đánh giá các t nh chất h a l cơ bản của đất nghi n cứu
xác định dạng tồn tại và s t ch l y KLN u, b, n trong đất nghi n cứu đánh giá
khả năng hấp ph và ảnh hưởng của các thuộc t nh đất nghi n cứu đến khả năng
di động của KLN u, b, n mô hình Hydrus –

được s d ng đ mơ phỏng s

phân b của KLN u, b, n theo chiều sâu phẫu diện đất với các điều kiện bi n
xác định của t lỳa xó i ng, huyn hanh rỡ, H Ni.

Khãơng Minh Phãợng
K17CHMT

7


I

U

I LI U

1 1 KL trong môi trường đất
...ồ ố
KLN tồn tại t nhi n trong đá và khoáng v t trải ua uá trình phong h a được
đưa vào đất. Nhìn chung, hàm lượng các KLN được đưa vào đất từ uá trình phong
h a tại ch đá m là khá thấp. Lượng lớn hơn và ngày càng tăng của một s KLN
trong môi trường c nguồn g c từ các hoạt động nhân tạo, chủ yếu là từ các hoạt
động công nghiệp và nông nghiệp. ấu hiệu đầu ti n của s gia tăng ô nhiễm do con
người gây ra được nh n thấy bởi các chỉ s t nh tốn li n uan đến khả năng ơ nhiễm.
Nikiforova và Smirnova 975 đã t nh toán chỉ s “technophility index” th hiện m i
uan hệ giữa mức độ khai khống hàng năm và hàm lượng trung bình của KLN
trong đất. Kết uả chỉ ra r ng d, b và Hg là những KLN c mức độ ô nhiễm cao nhất.
Những nghi n cứu này đã nhấn mạnh khai khoáng là một trong s các nguồn ch nh
tạo ra các KLN c khả năng di động, ngồi ra cịn c rất nhiều hoạt động nhân tạo
khác đưa KLN vào hệ th ng đất – cây trồng.
ambell và cộng s 9 so sánh hàm lượng KLN được tạo ra từ các nguồn t
nhi n với các nguồn nhân tạo và chỉ ra r ng các hoạt động của con người đã tạo
ra một lượng KLN lớn hơn nhiều lần so với các nguồn t nhi n, c th là gấp xấp
xỉ 5 lần đ i với d, 00 lần đ i với b, lần đ i với u và 2 lần đ i với n.
hắc chắn r ng s “dư thừa” của các nguồn KLN này trong môi trường s tạo ra
những tác động ti u c c đến môi trường và HS . S dư thừa này c th gây độc cho
môi trường hay không ph thuộc vào: i t nh chất v t l và h a học của đất, v d như

độ chua, điều kiện ng p nước, s c m t của khoáng s t, oxit Fe – Mn và các hợp chất
hữu cơ của đất… ii địa hình và các yếu t thủy văn: các yếu t này không chỉ làm
thay đ i hàm lượng chất ô nhiễm tại vị tr bị tác động mà cịn c th v n chuy n các
chất ơ nhiễm từ nơi chúng được giải ph ng ra đến những nơi khác và iii khu hệ
VSV với vai trò hấp th và chuy n h a các KLN trong đất và HS .
a. Nguồn phong hóa khống vật
KLN t ch l y c c bộ trong đất ph thuộc vào s phong h a tại ch của
khoáng v t. á magma và biến chất là nguồn t nhi n ph biến nhất của KLN
trong


đất, chúng được cho là chiếm khoảng 95% vỏ trái đất, còn đá trầm t ch chiếm
khoảng 5%. rong các đá trầm t ch thì 0% là đá phiến s t, 5% là đá cát kết và 5% là
đá vôi itchell, 964 .
ác dạng linh động của KLN trong hệ th ng đất – cây trồng và các vịng
tuần hồn của chúng trong HS ph thuộc vào khả năng phong h a đá c dễ dàng
hay không. á cát kết là hợp chất của khoáng v t kh bị phong h a do v y đ ng g
p t nhất lượng KLN ở trong đất. Nếu đá m là đá bazơ phun trào thì c tiềm
năng đ ng g p một lượng lớn r, n, o và Ni vào đất. rong s các loại đá m
trầm t ch thì đá phiến s t là loại c tiềm năng đ ng g p lượng lớn r, o, Ni, n và
b
bảng . ức độ phong h a s xác định khả năng giải ph ng các kim loại này vào trong
đất. V d như c rất nhiều khoáng v t chứa KLN rất kh hòa tan và rất bền với phong
h a vẫn c th giải ph ng ra một lượng lớn KLN ở đất nhiệt đới, nơi c chế độ phong h
a lâu dài và mạnh m .
b. Nguồn KLN từ khí quyển
Lịch s của việc ơ nhiễm KLN từ kh uy n ở ây bắc châu u và ắc đã được
ước t nh từ các nghi n cứu địa h a than b n đầm lầy và b n lòng hồ. S lan rộng của ô
nhiễm đã được chứng minh b ng những nghi n cứu tr n băng ở các v ng c c Levitt,
9

ác động làm ô nhiễm KLN của các khu v c nấu luyện kim loại

k từ 2000 năm trước ở hung l ng ordano, ây bắc nước nh đã được xác nh n trong
các nghi n cứu tr n than b n của artin và cộng s 979 . S ô nhiễm này được kh ng
định c li n uan đến nhà máy luyện kim Roman. Nhiều khu v c ở châu
u, s gia tăng mạnh m của việc t ch l y kim loại từ nguồn kh uy n đã xuất hiện từ
khoảng 200 năm trước. Ở ắc , b ng chứng về s ô nhiễm KLN từ kh uy n xuất hiện
gần đây hơn, khoảng 0 – 00 năm trước Norton, 1986).
ác sol kim loại c đường k nh khác nhau được giải ph ng vào kh uy n từ m t
đất, sau đ được khuếch tán l n cao. ác phần t kim loại lớn nhất rơi xu ng đất dưới
dạng kết tủa khơ. ưa mang phần kim loại hịa tan từ kh uy n dưới dạng lắng đọng
ướt. Lắng đọng ướt được biết đến là uá trình lắng đọng chủ yếu đưa KLN vào đất.
Ngoài ra, KLN c th xâm nh p vào đất từ lắng đọng kh uy n dưới dạng sương, m ác
nghi n cứu về s lan truyền trong kh uy n của KLN đã chỉ


ra r ng KLN c th di chuy n với một khoảng cách khá xa t nh từ nguồn phát thải
acyna và nnk, 9 4 . Ở khoảng cách càng gần với đi m phát thải thì hàm lượng
KLN s càng lớn. S nhiễm bẩn KLN xuất hiện ở xung uanh các khu v c luyện kim c
th ảnh hưởng l n cả một v ng rộng lớn.
S xâm nh p của KLN vào trong đất bởi lắng đọng kh uy n c ng c th xuất phát
từ các nguy n nhân t nhi n. Hoạt động của núi l a c th đưa vào kh uy n một lượng
khá lớn KLN, đ c biệt là Hg, b và Ni. uy v y, rõ ràng hàm lượng KLN trong kh uy
n được đưa vào chủ yếu từ các nguồn nhân tạo như hoạt động đ t, thi u, khai
khoáng và luyện kim.

ột t lệ lớn 22, %

d thâm nh p vào đất thông

ua lắng đọng kh uy n xuất phát chủ yếu từ các hoạt động khai khoáng Nriagu và
Pacyna, 9

n cạnh khai khoáng, kh thải xe cộ c ng được coi là một nguồn thải

gây ô nhiễm KLN trong kh uy n. Lindberg và Harriss 9 9 báo cáo r ng t ng hàm
lượng b lắng đọng từ kh uy n n m trong khoảng từ , ÷ mg/m2/năm ở các v ng
nơng thơn đến khoảng 27 ÷ 40 mg/m 2/năm ở các v ng đô thị và công nghiệp. Hàm
lượng b trung bình ở đất ven đường tăng l n là do việc s d ng xăng pha chì với s
phát thải tồn cầu được ước t nh bởi acyna

9 6 trong khoảng

9

176.10 mg/năm chiếm 45% lượng b xâm nh p vào trong đất từ kh uy n .
c. Nguồn ung từ ho t ng n ng ngh p
n phân vô cơ, phân hữu cơ, b n thải, thu c trừ sâu, nước tưới… đều c
th cung cấp KLN với hàm lượng gây độc vào đất. th ban đầu s b sung này
chưa đem lại một lượng đủ cao đ gây độc ngay l p tức, nhưng nếu những ứng
d ng này được l p đi l p lại trong một thời gian dài thì cu i c ng c ng s đạt tới
mức gây độc cho HS đất. Hàm lượng ti u bi u của một vài KLN c trong một s
nguồn b sung trong nông nghiệp được liệt k ở bảng .


Bảng 1. Hàm lượng KLN trong m t ố nguồn ung trong n ng ngh p (µg/g)
Các
nguyên tố

Bùn thải

Phế thải ủ
compost

Phân
chuồng

Phân
photphat

Phân
nitrat

Vôi

Cr
Mn
Co
Ni
Cu
Zn
Cd
Hg
Pb

8 - 40600
60 - 3900
1- 260
6 - 5300

50 - 8000
91 - 49000
<1 - 3410
0,1 - 55
2 - 7000

1,8 - 410
0,9 - 279
13 - 3580
82 - 5894
0,01 - 100
0,09 - 21
1,3 - 2240

1,1 - 55
30 - 969
0,3 - 24
2,1 - 30
2 - 172
15 - 566
0,1 - 0,8
0,01 - 0,36
0,4 - 27

66 - 245
40 - 2000
1 - 12
7 - 38
1 - 300
50 - 1450

0,1 - 190
0,01 - 2,0
4 - 1000

3,2 - 19
5,4 - 12
7 - 34
1 - 42
0,05 - 8,5
0,3 - 2,9
2 - 120

10 - 15
40 - 1200
0,4 - 3
10 - 20
2 - 125
10 - 450
0,04 - 0,1
0,05
20 - 1250

Nguồn: Alloway và Fergu on (1990)

n thải và phân compost cung cấp hàm lượng KLN lớn nhất cho đất. n,
Cd và Pb là ba kim loại ch nh c trong b n thải, b n cạnh đ c ng c một lượng
đáng k r, u và Hg. McGrath (1987) và Lane (1989) khi nghi n cứu hệ th ng
nông nghiệp ở Woburn nh trong vòng 40 năm đã thấy r ng: sau 20 năm tr n
đất tiếp nh n b n thải hàng năm, chỉ c < 0,5% lượng n b n cho đất được cây
trồng s d ng.

lệ lấy đi của cây trồng cao nhất đ i với n c ng chỉ b ng 0,57%

lượng
n được b sung vào đất ua b n thải trong 20 năm. Nếu giả thiết uá trình duy nhất
lấy n từ đất là do cây trồng thì thời gian tồn dư của n trong đất s là 700 năm. hành
phần của b n thải thay đ i rất nhiều ph thuộc vào nguồn g c phát sinh của chúng vì
v y rất kh đ xác định và đánh giá c th về khả năng gây ô nhiễm đất của chúng.
giảm đến mức t i thi u s t ch l y KLN trong đất được b n bùn thải, những ngưỡng
hàm lượng bắt buộc và khuyến cáo đã được xây d ng cho việc s d ng b n thải ở
nhiều nước. Ở , mức độ áp d ng này ph thuộc vào cả hàm lượng KLN và dung t ch
trao đ i cation E của đất. V d đ i với d, hàm lượng d lớn nhất được ph p đưa
vào đất là 5,5 kg/ha khi CEC < 5 meq/100g; 1 kg/ha khi CEC = 5 ÷ 15 meq/100g,
và 22 kg/ha khi CEC >15 meq/100g chức bảo vệ môi trường , 979 . Liên minh
châu Âu khuyến cáo việc b n b n thải vào


trong đất nông nghiệp cần giới hạn trong khoảng 4000 µg n/g bắt buộc , 2500 µg
b/g khuyến cáo .
hân vô cơ photphat là nguồn uan trọng cung cấp d và các KLN khác
như Cr và b vào trong đất. lloway 990b th m ch còn cho r ng tất cả các đất
s d ng cho m c đ ch nông nghiệp đ tạo ra các sản phẩm c t nh thương mại s c
hàm lượng d tăng theo uy mô s d ng phân photphat. ác s liệu của lloway
(1990b chỉ ra r ng đá photphat ở Senegal và ogo chứa hàm lượng d lớn nhất
vào khoảng 255 và 60 g Cd/tấn P2O5. r n toàn thế giới, Nriagu 9 0 ước t nh r
ng phân photphat với hàm lượng d trung bình khoảng 7 µg/g s đ ng g p
khoảng 660 tấn d/năm vào đất. ột hàm lượng đáng k r c ng được đưa vào
đất bởi việc s d ng phân photphat nhưng vì r chủ yếu ở dạng r+3 nên t độc
hơn (McGrath và Smith, 1990).
nhiều loại thu c diệt nấm, thu c trừ sâu và các v t gây hại khác cho m a

màng là các mu i KLN rất độc, v d như clorua thu ngân và các hợp chất thủy ngân
hữu cơ, uSO4, Na3AsO4... rong uá trình con người s d ng, một lượng nhất định
các hoá chất tr n bị rơi xu ng đất. o đ c t nh phân hủy trong đất rất ch m n n
chúng tạo ra dư lượng đáng k tồn đọng lại trong đất.
Nguồn ung từ ho t ng ng ngh p
ác hoạt động sản xuất công nghiệp, ti u thủ công nghiệp và đô thị c ng là
nguồn gây nhiễm bẩn KLN trong môi trường đất.
hất thải của các hoạt động sản xuất công nghiệp đ c biệt là công nghiệp
luyện kim và tái chế kim loại là nguồn đưa một lượng đáng k KLN vào trong
đất. V d theo rịnh uang Huy 2006 các KLN c th được thải ra từ hoạt động
của các ngành công nghiệp nh a là: Co, Cr, Cd, Hg…, công nghiệp dệt: n, l, i,
Sn…, công nghiệp sản xuất vi mạch: u, Ni, d, n, Sb…, bảo uản g : u, r, As…,
m nghệ: b, Ni, r… ảng 2 đưa ra hàm lượng n c trong chất thải của một s
hoạt động sản xuất công nghiệp.


Bảng 2.Hàm lượng kẽm trong h t thả a m t ố ngành ng ngh p
guồn tạo chất thải
Nung u ng pirit
Luyện kim đen
uá trình nấu chảy u
Nhà máy sản xuất b-Zn
ạ n n ng
luyện kim đen
Sản xuất tơ nhân tạo
Sản xuất Natri
hidrosunfit

Dạng chất thải
Xi pirit

i lò cao
i lò
i lò

àm lượng kẽm (%)
1-5
13,8
26 - 31
60 - 64

Xỉ n i

75

ã thải

60 - 67,5

ã thải

61,5 - 75
Nguồn: Dương Văn Đảm (2004)

1.1.2. P â bố
rong t nhi n, KLN phân b với hàm lượng khác nhau trong các loại đá.
ác đá magma chứa một lượng KLN lớn hơn so với các đá trầm t ch. n, r, o, Ni,
Cu và Zn c m t với hàm lượng lớn nhất trong hầu hết các loại đá.
Bảng 3. Hàm lượng trung ình a KLN trong m t ố lo á hính
Nguyên
tố

Cr
Mn
Co
Ni
Cu
Zn
Cd
Sn
Hg
Pb

Đá siêu
bazơ
(ví dụ:
serpentin)
2000 - 2980
1040 - 1300
110 - 150
2000
10 - 42
50 - 58
0,12
0,5
0,004
0,1 - 14

Đá bazơ
(ví dụ:
bazan)

Granit

200
1500 - 2200
35 - 50
150
90 - 100
100
0,13 - 0,2
1 - 1,5
0,01 - 0,08
3-5

4
400 - 500
1
0,5
10 - 13
40 - 52
0,09 - 0,2
3 - 3,5
0,08
20 - 24

Đá vôi

Đá cát
kết (Sa
thạch)

10 - 11
35
620 - 1100
4 - 60
0,1 - 4
0,3
7 - 12
2-9
5,5 - 15
30
20 - 25
16 - 30
0,028 - 0,1
0,05
0,5 - 4
0,5
0,05 - 0,16 0,03 - 0,29
5,7 - 7
8 - 10

Đá phiến
sét (Diệp
thạch)
90 - 100
850
19 - 20
68 - 70
39 - 50
100 - 120
0,2

4-6
0,18 - 0,5
20 - 23

Nguồn: Levinson (1974) và Alloway (1990a)
KLN c trong thành phần của rất nhiều khoáng v t khác nhau. Olevin,
hornblend và augit đ ng g p một lượng đáng k n, o, Ni, u và n cho đất ua q
trình phong hóa.


Rất nhiều KLN được tìm thấy với lượng lớn trong u ng sunphit, v d như
trong galen (PbS), cinnaba (HgS), chalcopyrit (CuFeS 2), sphalerit (ZnS) và
pentlandit ((NiFe)9S8). KLN c th thay thế đồng hình cho các cation kim loại c bán
k nh ion tương t chúng trong các silicat và các mạng lưới khống v t khác, ví d
như b2+ thay thế cho K+ trong silicat, Mn2+ thay thế cho Fe2+ trong các khoáng bát
diện, Ni2+ thay thế cho Fe2+ trong pyrit, Ni2+ và Co2+ thay thế cho g2+ trong các
khoáng v t si u bazơ, Cr3+ thay thế cho Fe3+ và Cr6+ thay thế cho l3+ trong khoáng v
t của đá magma. hong h a đá và khoáng v t s chuy n KLN thành các dạng hòa tan
ho c hấp ph đi vào trong đất.
Bảng 4. KLN trong m t ố á và khoáng vật a t
Mức độ phong hóa
ễ phong h a

Khống
Olivin
Anorthit
Augit
Hornblend
Albit
Biotit

ộ bền phong h a
tăng dần

Orthoclat
Muscovit
Magnetit

ồn tại trong đá
á phun trào
á magma bazơ và si u
bazơ
h biến trong đá phun
trào và đá biến chất
á phun trào thơ, trung
bình
á phun trào và đá biến
chất
á phun trào axit
ranit, đá phiến, thủy tinh
á phun trào và biến chất

KL chứa trong
khoáng
Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Mn, Cu, Sr
Mn, Co, Ni, Cu,
Zn, Pb
Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Cu

Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Cu, Sr
Cu, Sr
Cr, Co, Ni, Zn

Nguồn: M t hell (1964)
Những nghi n cứu về KLN ở những phẫu diện sâu chỉ ra r ng các nguy n t
được đưa vào đất chủ yếu từ trình phong h a đá và khống v t như n, Ni và Cr
c th t ch l y với hàm lượng lớn ở tầng đất g c. V d hàm lượng của Ni trong đất hình
thành trờn serpentin c th cao ti 700 ữ 1000 àg Ni/g (Brooks, 1987) nhưng chỉ tồn
tại một hàm lượng nhỏ ở lớp bề m t errow và Reaves, 9 6 . Theo kết uả nghi n
cứu của rooks và cộng s (1990) thì đất serpentin ở razil c hàm lượng Ni n m trong
khong t 2500 ữ 15000 àg/g lớp đất bề m t và l n tới 15 ÷


30 mg/g ở tầng đất sâu. ác KLN khác thâm nh p vào đất thông ua lắng đọng kh
uy n hay các nguồn nhân tạo khác t p trung chủ yếu ở lớp đất m t. V d như người
ta tìm thấy ở lớp đất bề m t một lượng lớn b ở những khu v c c mức độ đ t cháy
nhi n liệu cao ho c một lượng lớn d ở những nơi s d ng nhiều phân photphat. ác
nguy n t này tồn tại ở tầng đất m t và s được v n chuy n xu ng các tầng đất sâu
hơn bởi tác động của rất nhiều cơ chế phức tạp. rất nhiều v d về s t ch l y b tr n
lớp đất bề m t. olbourn và hornton 97

đã xây d ng hệ s th hiện m i tương

uan giữa nồng độ b ở tr n bề m t < 5cm với nồng độ b ở tầng sâu hơn > 15cm)
đ tính tốn ô nhiễm b trong đất. Kết uả là hệ s này có giá trị b ng ,2 ÷ 2,0 ở các v
ng nơng thơn và b ng 4 ÷ 20 ở các v ng bị nhiễm bẩn bởi hoạt động khai khoáng.
Khi đi vào đất, KLN c th tồn tại ở trạng thái sau: hòa tan trong dung dịch đất
bị giữ lại trong các khe hở nhỏ của đất bởi s ch nh lệch k ch thước bị hấp ph tr n bề

m t các keo đất, trong chất hữu cơ, cacbonat, oxit kim loại… t ch l y trong sinh kh
i của sinh v t hay trong các th rắn vô cơ và hữu cơ của đất. S phân b KLN trong
các hợp phần đất chịu ảnh hưởng bởi các đ c t nh của môi trường đất và bản chất
của kim loại. iều này s được làm rõ hơn trong phần sau.
1.1.3. S ó
Các trình cơ bản ki m soát s chuy n h a của KLN trong đất bao gồm các
uá trình: v t l , h a học và sinh học.


Những khống ngun sinh

Sự phong hóa và hình thành đất

Sự hấp thụ bởi thực vật

Phức chất không tan với chất
hữu cơ

Dung dịch
Ion tự do

Phức chất

Kết tinh trong kết tủa được tạo thành
Sự thâm nhập vào cơ thể sinh vật

Oxy hóa

Hấp thụ trên bề mặt

Khử

Khuyếch n vào bên trong mạng lưới tinh thể của khống vật chất
Kết tủa và hịa tan các oxit, photphat sắt và mangan

Hình 1. Sơ ồ huyển hoá a KLN trong m trường t (Hodgson, 1963)[3].
Các quá trình lý hóa học s thúc đẩy và điều chỉnh các cơ chế như hòa tan,
kết tủa, hấp ph , hấp th và tạo phức. Khi KLN được hấp thu đến một mức độ nhất
định s xác định s phân v ng giữa pha rắn và pha lỏng của đất. rong đất bị ô nhiễm
KLN nghi m trọng, các quá trình lý hóa học s chiếm ưu thế trong khi các
trình sinh học có th bị hạn chế bởi độc t nh của các kim loại này.
a Cá quá trình lý hóa họ
hần lớn các KLN trong đất thường tồn tại ở dạng li n kết với pha rắn. Khi đ
ho c chúng bị hút giữ trên bề m t của pha rắn ho c s tạo kết tủa với các khoáng
chất. Chỉ một phần nhỏ KLN tồn tại ở dạng hòa tan, trong đ hầu hết các dạng hòa
tan này s li n kết với axit hữu cơ trong dung dịch đất, phần còn lại tồn tại ở dạng
phức vơ cơ hịa tan và các ion t do. Lượng ion t do này thường khá nhỏ so với các
dạng KLN khác nhưng chúng lại là thành phần dễ tham gia vào các phản ứng h a
học và sinh học nhất.
* Sự hịa tan và kết t a khống:


Trong dung dịch đất, nếu hàm lượng của một nguy n t h a học nào đ
vượt quá khả năng hịa tan của n thì s xuất hiện kết tủa. Ngược lại, khi nồng
độ dung dịch của nguy n t đ thấp hơn nồng độ cân b ng, n s bị hòa tan làm
cho nồng độ của n tăng l n cho đến khi đạt được mức cân b ng này.
KLN s dễ dàng kết tủa nếu trong đất c m t các thành phần như cacbonat,
hydroxit, photphat, oxit kim loại (Fe, Mn và Al)… Những phản ứng này xảy ra ph
biến ở trong đất và c th được coi là cơ chế chủ yếu đ “cô l p” KLN, từ đ hạn chế s
di chuy n và t nh khả d ng sinh học đ i với cơ th sinh v t của các KLN. Ví d trong

đất đá vôi, KLN c th tồn tại ở dạng cacbonat (Adriano, 2001). Trong đất nông
nghiệp c mức độ b n phân cao, KLN c th bị “cô l p” khi chúng đồng kết tủa với
photphat.
ôi trường đất là một “ma tr n” vô c ng phức tạp của rất nhiều thành phần.
Vì v y, s tồn tại của các ion kim loại t do trong dung dịch đất không chỉ ph thuộc
vào s hịa tan của một dạng khống nào đ , mà cịn được ki m sốt bởi nhiều
trình khác.
Nhìn chung, khi đất bị ơ nhiễm KLN nghi m trọng thì s hịa tan của các kim
loại chỉ đạt đến một mức nào đ rồi s xuất hiện kết tủa. S kết tủa không chỉ xảy ra
tại vị tr bị ơ nhiễm tr c tiếp mà cịn c th xảy ra ở các v ng lân c n của khu v c bón
phân photphat ho c khu v c bị ô nhiễm bởi rác thải c t nh kiềm và cacbonat...
* Sự phân ố a KLN g a pha l ng và pha r n a t:
th hiện cho s phân b KLN giữa pha rắn và pha lỏng của đất, người ta s d
ng hệ s Kd. Hệ s này th hiện một cách t ng uát s tương tác của KLN giữa các pha. Nói
cách khác, đ là kết uả về mức độ li n kết ho c giải ph ng KLN từ pha rắn. Hệ s này
được t nh b ng t lệ giữa lượng kim loại được hấp ph tr n pha rắn của đất và lượng
KLN hòa tan, do đ nếu Kd càng lớn thì khả năng hấp ph tr n pha rắn của KLN càng cao
và khả năng hòa tan của KLN trong dung dịch đất càng thấp.
Kd = Lượng h p phụ / Lượng hịa tan

(1)

ác mơ hình mơ tả s hấp ph KLN chỉ s d ng duy nhất giá trị Kd trước kia
thường giả định r ng: khả năng hấp ph KLN của một v t liệu nào đ độc l p tương


đ i với các đ c t nh h a lý của đất. uy nhi n, s ph thuộc của Kd vào cấu trúc đất
và hàm lượng H đã được thừa nh n (Buchter và nnk, 1989, Sauve và nnk,
2000b, 2003). Sheppard và Thibault 990 đã c gắng xây d ng các giá trị Kd
cho các loại đất c cấu trúc khác nhau. c d hệ s Kd đã được xây d ng cho khá

nhiều nguy n t (Anderson và Christensen, 1988; Buchter và nnk, 1989; Gooddy và
nnk, 1995; Sauve và nnk, 2000, 2003; Sheppard và Thibault, 1990) nhưng Kd vẫn
cần phải được ước t nh căn cứ vào m i uan hệ giữa cây trồng – đất – dung dịch
đất d a trên các giả định đã được đơn giản h a (Sheppard và Evenden, 1988;
Sheppard và Thibault, 1990). Hơn nữa, c nhiều b ng chứng cho thấy r ng hệ s
Kd đơn giản khơng cịn th ch hợp đ đại diện cho khả năng hòa tan của kim loại
trong các mơ hình h a học của đất nữa (Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk,
2000, 2003), th m vào đ các đ c t nh h a học ch ng hạn như pH, CHC và hàm
lượng KLN t ng s , cần phải được xem x t đến trong trình mơ phỏng
(Janssen và nnk, 1997; Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk, 2000b, 2003).
Đườ

ẳ

t Freundlich: ường đ ng nhiệt Freundlich xem x t tới ảnh

hưởng của độ bão hòa các bề m t hấp ph tới khả năng hấp ph của các v t liệu.
rong đ , một tham s n đã được th m vào đ làm cho giá trị Kd biến đ i theo độ
bão hòa tương đ i của các bề m t hấp ph . o đ , khi nồng độ dung dịch KLN
tăng, thì t lệ hấp ph tr n pha rắn của KLN c ng thay đ i. ạng đơn giản của
phương trình Freundlich như sau:
Lượng KLN h p phụ = Kd (Lượng KLN hòa tan)n

(2)

rong đ , nếu n = thì phương trình 2 trở thành phương trình Buchter
và cộng s 9 9 đã tiến hành đo các thông s Freundlich (Kd và n) cho 11 loại đất
và 15 KLN khác nhau. Khi x t tới m i tương uan giữa các thông s Freundlich
với các t nh chất của đất đã được l a chọn, nh m tác giả phát hiện ra r ng độ
pH, CEC và hàm lượng oxit Fe – Al là những yếu t uan trọng ảnh hưởng tới hệ

s Kd. Buchter và cộng s (1989) đã đưa ra các kết lu n như sau:
 pH là yếu t uan trọng nhất ảnh hưởng đến Kd và n.
 E là yếu t ảnh hưởng đáng k đến Kd của các cation.


 Hàm lượng oxit Fe – Al và các v t liệu vơ định hình khác trong đất ảnh
hưởng đến các thông s Freundlich của cả cation và anion.
 rong c ng một mẫu đất, ngoại trừ Cu và Hg, các kim loại chuy n tiếp
(Co, Ni) và các kim loại nhóm IIB (Zn và Cd) có giá trị Kd và n khá gần nhau.
 i uan hệ ch t ch giữa các thuộc t nh đất với các thông s Freundlich
luôn tồn tại ngay cả trong các loại đất c đ c đi m rất khác nhau.
iều này đã được củng c th m trong các nghi n cứu được th c hiện bởi
Anderson và Christensen (1988), Gooddy và cộng s (1995), Janssen và cộng s
(1997), Jopony và Young (1994), Lee và cộng s (1996), McBride và cộng s
(1997b), Sauvé và cộng s 2000, 200 các nghi n cứu này đề xuất r ng từ các thuộc t
nh cơ bản của đất c th d đoán được s phân b KLN giữa pha lỏng và pha rắn của
đất ở một mức độ nhất định nào đ . Buchter và cộng s (1989) cho r ng những nh m
KLN nhất định có th có các đ c t nh hấp ph tương t nhau trong những đất nhất
định. Họ c ng thấy r ng thông s Freundlich n c th thay đ i từ gần 0,4 đến 1,5 đ i
với 15 nguy n t khác nhau. iều này chỉ ra r ng các nguy n t khác nhau thì có các
thuộc t nh hấp ph khác nhau. V d , so sánh hành vi của Pb và Zn, nồng độ b trong
dung dịch càng cao thì Kd càng lớn (trường hợp n > 1). Với Zn thì ngược lại, nồng
độ dung dịch càng cao thì Kd càng giảm, điều này cho thấy càng gần đi m bão hịa
thì ái l c hấp ph của n với pha rắn càng giảm (trường hợp n <1). Vì v y, khơng
khuyến khích s d ng các giá trị K d trong mơ hình đánh giá rủi ro trong trường hợp
đất ô nhiễm ở mức độ thấp.
Hầu hết các nguy n t được nghiên cứu bởi Buchter và cộng s 9 9 đều có
tham s n < 1, và do đ m i uan hệ giữa K d của nguy n t này với nồng độ dung
dịch s gi ng như trường hợp của Zn (ngoại trừ Pb và Hg). Giá trị Kd đ i với đất
có mức độ khống hóa cao c ng khá khác biệt so với đất hữu cơ (Sauvé và nnk,

2003).
* Sự t o phứ :
hức chất là loại hợp chất sinh ra do ion trung tâm thường là một ho c nhiều
ion kim loại h a hợp với một ho c nhiều ion ho c phân t khác ph i t . rong dung
dịch phức tồn tại đồng thời ion trung tâm, ph i t và phân t phức.


S tạo phức của các nguy n t vết là khá ph biến trong cả môi trường nước và
đất, đ c biệt là đ i với KLN (ví d : b, n, d, Hg, u, … . rong hầu hết các trường hợp,
một t lệ đáng k các kim loại hòa tan xuất hiện ở dạng li n kết với
H hòa tan O trong t nhiên. DOM là một h n hợp không đồng nhất của axit
fulvic và humic (Stevenson, 1994). Các ph i t t nhi n này xuất hiện với nồng
độ khá lớn trong đất, có thành phần h a học và cấu trúc đa dạng vì thế phức
chất của kim loại với các axit hữu cơ t nhi n khá kh đ c th mơ hình h a.
a vào thành phần của phức c th chia làm loại sau:
 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là các chất vô cơ.
hức loại này thường g p là phức hydrat ph i t là các phân t nước và phức
amoniacat ph i t là các phân t NH3 v d [ l H2O)6]3+, [Cu(NH3)4]2+…
 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là anion vô cơ
như Cl-, F-, I-, SO42-, v d : FeF63-, AgCl32-, [Ca(SO4)2]2-...;
 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là anion ho c phân
t chất hữu cơ, v d : [Fe 2O4)3]3-.
ác c p ion vơ cơ thường được hình thành do tương tác tĩnh điện giữa
cation kim loại với một anion vô cơ, trong đ lớp vỏ hydrat hóa của các ion
khơng bị ảnh hưởng. ác c p ion này cấu trúc rõ ràng n n rất dễ đ mô phỏng. ác
phức khác được hình thành nhờ các li n kết cộng h a trị, trong đ bán kính
hydrat hóa của các ion giảm dần. rong các phức chelat, kim loại thường chiếm
nhiều hơn một vị tr li n kết và lớp vỏ hydrat của ion ho c khơng cịn ho c nếu
cịn thì rất mỏng.
b. Các quá trình nh họ

rong các đất khơng bị ơ nhiễm, trình sinh học ki m sốt khả năng di
động của KLN diễn ra thơng ua hoạt động s ng của VSV, động v t không xương s
ng và hệ rễ th c v t. Trong đất bị ơ nhiễm nghi m trọng thì độc t nh của KLN s hạn
chế vai trò này của sinh v t. Vì v y, trong các bãi khai thác mỏ bỏ hoang, hệ th c v t
khá ngh o nàn, đa dạng sinh học của các loại vi khuẩn đất

onza lez

havez và nnk, 2005 , các loại động v t khơng xương s ng như sâu, giun trịn… là
rất thấp. Tuy nhiên, khi đất được b n b sung đ cải thiện môi trường s ng thu n


lợi hơn cho các lồi sinh v t thì các trình sinh học lại c th c vai trị uan trọng
trong việc làm giảm hàm lượng KLN trong đất.
rong đất nói chung, trình sinh học thường xảy ra chủ yếu ở tầng tr n c
ng, nơi t p trung phần lớn sinh kh i VSV và động v t không xương s ng (Adriano,
2001). Trong đất trồng trọt và đồng cỏ, tầng đất diễn ra các hoạt động sinh học chủ
yếu là tầng canh tác ho c khu v c t p trung rễ cây dày đ c nhất. Trong những đất
mà cây trồng tr n đ c hệ rễ phát tri n, đâm sâu xu ng tầng nước ngầm đ hút nước
thì s linh động của các KLN c ng s thay đ i. Hoạt động của hệ rễ trong tầng trầm t
ch yếm kh s ảnh hưởng tới trình oxy h a, khơ h a thông ua s gia tăng lượng b c
hơi, s thông kh của v ng rễ và làm thay đ i khả năng linh động của một vài KLN
như d, u và n Vervaeke và nnk, 2004 .
Hệ rễ th c v t đ ng một vai trò uan trọng trong việc chuy n h a và làm thay đ
i các đ c t nh h a học của KLN trong đất (Koo và nnk, 2005). Hệ rễ th c v t c th
ảnh hưởng tới ba cơ chế sau: biến đ i điều kiện môi trường đất trong v ng rễ, biến
đ i dạng tồn tại của các KLN và hấp thu sinh học.
Rễ cây c th tiết ra nhiều chất chuy n h a bao gồm một vài loại cacbon hydrat
và axit hữu cơ. Những chất này c th cung cấp năng lượng cho hoạt động s ng của
vi khuẩn trong đất. Những phân t axit hữu cơ phân t lượng thấp này c th tạo phức

với các ion kim loại khiến chúng linh động và dễ ti u hơn.
Vi khuẩn trong đất c th th c hiện các phản ứng oxy h a kh sinh học
quan trọng với một vài KLN trong đất (Mahimairaja và nnk, 2005). húng c th
biến đ i trạng thái của các KLN đa h a trị như s, Cr, Se làm thay đ i b c oxy h
a và thuộc t nh h a học của chúng. V d , vi khuẩn Alcaligenes faecal c th oxy
ha s
(III) thành As (V) (Osborne và Ehrlich, 1976). Vi khuẩn, nấm và tảo c ng c th làm
biến đ i từ As (V) sang As (III) (Franken Berger và Losi, 1995).
Vi khuẩn và động v t không xương s ng trong đất c th c định tạm thời các
ion KLN thông qua t ch l y sinh học. S t ch l y này được th c hiện b ng cách hấp
thu sinh học bởi sinh kh i VSV c ng như b ng s hút thu sinh l bởi sinh v t thông
ua các uá trình trao đ i chất chủ động và th động (Mahimairaja và nnk, 2005).


Vi khuẩn c th hịa tan các khống thơng ua các hoạt động tr c tiếp ho c gián
tiếp trong điều kiện hiếu kh và kỵ khí (Kurek, 2002). Khi các hợp chất oxy h a của
KLN như Fe III , n IV ho c s V hoạt động như những chất nh n điện t thì hơ
hấp yếm kh ch nh là một v d cho hoạt động hòa tan KLN một cách tr c tiếp dưới
điều kiện kỵ kh . rong khi đ , s oxy h a Fe II ho c các hợp phần của lưu huỳnh
trong hợp chất sunfit của KLN đ lấy năng lượng cho hoạt động s ng của VSV là
một v d cho tác động hòa tan KLN một cách tr c tiếp dưới điều kiện háo kh . Hoạt
động của VSV sản xuất ra các loại axit vô cơ, hữu cơ và các chất oxy h a làm thay
đ i các điều kiện của đất bao gồm cả các điều kiện về pH, Eh từ đ gián tiếp làm
hòa tan các KLN. KLN c ng c th được huy động ra khỏi các hợp chất khoáng b ng
cách tạo phức với các phân t sinh học thông ua hoạt động chuy n h a của VSV. ác
động cô l p KLN trong cơ th sinh v t được th c hiện
ua hai phương cách: hình thành các th v i v d như trong không bào (Clemens và
nnk, 1999) và tạo li n kết giữa kim loại với protein bền nhiệt, như phytochelatin,
metallothionein, và các phân t bền khác như ferrihydrit (Hall, 2002; Hansel và
Fendorf, 2001).

Sự ố ịnh t hỗ
định tại ch là một phương pháp nh m thay đ i khả năng linh động và
dễ ti u của một chất gây ô nhiễm đ giảm tiềm năng gây n n những rủi ro cho
môi trường của n theo đ các chất ô nhiễm vẫn còn tồn tại trong môi trường
nhưng bị biến đ i thành các dạng không gây độc cho cơ th sinh v t (Adriano và
nnk, 2004; Berti và Ryan, 2003). iều này th c chất là một uá trình khắc ph c ơ
nhiễm, “cơ l p” các kim loại gây ô nhiễm trong đất b ng cách đưa th m vào đất
những chất tạo kết tủa và / ho c hấp thu kim loại. rong phương pháp này, t ng
hàm lượng kim loại là không thay đ i nhưng mức độ hoà tan và di động của n
giảm đáng k .
Những chất thường được đưa vào trong đất đ c định kim loại theo cách này
thường bao gồm photphat, oxit Fe – Mn, CHC (Adriano và nnk, 2004).
Hydroxyapatit là một khống chất có trong t nhiên với một lượng lớn, khá
rẻ tiền, th m vào đ n lại c khả năng làm giảm t nh linh động của kim loại, đ c biệt
là đ i với b. Hydroxyapatit tạo với b hợp chất pyromorphit, một kết tủa khá


bền ở nhiều mức pH a và nnk, 99 , 994 . Ngoài ra, hydroxyapatit c ng được d
ng đ giảm t nh linh động của n, d và các KLN khác trong đất (Chlopecka và
Adriano, 1996).
ương t như v y, các oxit kim loại (Fe, Mn và Al) nhờ vào s tồn tại ph biến
trong đất và khả năng phản ứng với hầu hết các KLN trong hầu hết các loại đất nên
chúng được tăng cường s d ng như những tác nhân làm giảm t nh linh động của
KLN.
Việc s d ng những hợp chất hữu cơ đã được chứng minh có hiệu uả trong
việc giảm t nh linh động của các ion kim loại thông qua quá trình hấp thu. uy nhi n
bản chất hóa học khơng đồng nhất, thường xuy n biến đ i c ng như khả năng của
DOM trong việc tạo phức và huy động hầu hết các ion kim loại ch nh là yếu t hạn
chế việc s d ng CHC trong phương pháp c định KLN.
ột v d về việc c định KLN đã đem lại kết uả t t được th c hiện ở Joplin,

issouri. ất trong khu v c nội thị ở đây bị ô nhiễm b nghi m trọng. Người ta đã
đưa vào đất một lượng lớn photphat và đã làm giảm đáng k s di động của b, th
m ch còn làm giảm t nh khả d ng sinh học của b đ i với động v t th nghiệm
(Berti và Ryan, 2003, Ryan và nnk, 2004). Những nghi n cứu trong điều kiện
th c tế và trên động v t th nghiệm đã chứng minh một cách rõ ràng tiềm năng
khắc ph c ô nhiễm KLN của k thu t này.
Phương pháp c định KLN này là một trong những trường hợp rõ ràng của
hiện tượng chuy n h a giữa các dạng hòa tan – kết tủa của KLN trong đất, một uá
trình xảy ra khi người ta đưa vào đất một thành phần đ làm tăng Kd. Về bản chất,
phương pháp này làm giảm lượng linh động của KLN, khiến cho khả năng gây hại
của chúng đến môi trường và sinh v t c ng giảm. K từ khi người ta phát hiện ra các
v t liệu s d ng trong phương pháp này khá dồi dào, một s c th được tìm thấy trong t
nhi n, giá thành thấp, phương pháp này đã chứng minh được khả năng khắc ph c ô
nhiễm KLN tại các đi m ô nhiễm một cách hiệu uả với chi ph khả thi.


1 2 ơ chế di chuyển của KL trong đất
Ở lớp đất m t 0 ÷ 0 cm , s phân b của KLN chịu ảnh hưởng chủ yếu bởi các
hoạt động canh tác. ưới lớp đất này, s di chuy n theo chiều sâu của KLN bị chi ph i
bởi rất nhiều các cơ chế phức tạp.
rong đất được tưới nước thải, s di chuy n của KLN được giải th ch như là
kết uả của việc giảm pH gây ra bởi các CHC (Robertson và nnk, 1982). Tuy nhiên
ngay cả sau khi tăng pH, s di chuy n của các nguy n t này vẫn được uan sát thấy.
rường hợp này c th giải th ch là do KLN được v n chuy n dưới dạng các phức
chelat hòa tan với các CHC (Darmony và nnk, 1983). Hoạt động b n b n thải và
các loại phế liệu giàu cacbon khác c th làm tăng O , thúc đẩy s hình thành các
phức chất với O , làm giảm s hấp ph KLN.
S tồn tại của các khe nứt và / ho c l h ng lớn trong đất được ghi nh n là c
khả năng làm tăng s di chuy n theo cơ chế dòng chảy ưu thế của KLN (Richards
và nnk, 1998) với mức độ di chuy n ưu ti n ph thuộc vào khả năng linh động của

“keo – KLN”.
S di chuy n của KLN ph thuộc vào thành phần cấp hạt của đất. rong đất c
n ng, KLN s di chuy n ch m hơn so với trong đất c cấu trúc hạt thô.

Khi di chuy

n theo dòng nước chảy ua các cột đất, KLN c th khuếch tán vào trong t p hợp các
hạt đất, tại đ khả năng hấp ph l n pha rắn của chúng s cao hơn. Ngoài ra các uá
trình hấp ph khác như hấp ph v t lý ho c s hấp thu cạnh tranh giữa các cation c ng c
th ảnh hưởng tới s di chuy n của KLN trong đất.
S di chuy n của KLN trong đất chịu ảnh hưởng đồng thời của rất nhiều cơ
chế, m i một cơ chế lại bị ảnh hưởng bởi thuộc t nh của KLN (Tam và Wong, 1996
, bởi đ c t nh của đất và bởi các chế độ uản l , s d ng đất khác nhau (Murray và
cộng s , 2004).
.2. . K ế tá và phân tán
Khuếch tán là cơ chế v n chuy n của một chất từ nơi này đến nơi khác, với
hướng di chuy n ph thuộc vào gradien nồng độ. hân tán là cơ chế v n chuy n của
một chất được gây ra bởi s phân b không đồng đều của v n t c bên trong và giữa
các l h ng khác nhau của đất. ả hai quá trình v n chuy n này đều được mô tả


b ng định lu t Fick. rong đất, s khuếch tán của KLN tương đ i thấp, trừ trường hợp
của đất cát chua (Delolme và nnk, 2004). Wilcke và cộng s 999 đã uan sát thấy s
khác nhau về nồng độ kim loại giữa b n trong và ngoài t p hợp các hạt đất, điều
này được giải th ch là do ảnh hưởng của s hấp ph l n s khuếch tán của kim loại. uy
nhi n, s không đồng nhất này c ng c th ph thuộc vào khả năng hòa tan của các
kim loại. V d như u và b được tìm thấy ở b n trong với nồng độ nhỏ hơn so với b
n ngoài t p hợp các hạt đất, nhưng đ i với d thì s sai khác về nồng độ này lại rất
nhỏ ho c khơng được uan sát thấy. rong đất có cấu trúc t t, kim loại có th di chuy n
với các hạt keo. S hình thành li n kết giữa kim loại và các ph i t hữu cơ hòa tan c

th làm suy giảm s hấp ph kim loại của các bề m t hấp ph khác trong đất c hàm
lượng s t cao (Chubin và Street, 1981) và cho phép phân ph i lại kim loại trong các
thành phần đất (Dowdy và nnk, 1991).
.2.2. ò ả ư t ế
KLN mu n di chuy n theo dòng nước cần phải ở trạng thái hòa tan ho c
liên kết với các thành phần c th di động được. ất trong t nhi n c chứa các l h ng
với đường k nh khác nhau và các vết nứt được hình thành do s co giãn trong su
t các uá trình ẩm ướt – khơ hạn ln phi n của đất, do hoạt động của động v t
đất và rễ th c v t. hất lỏng, các hạt keo di động và các hạt lơ l ng khác dưới
dạng huyền phù c th di chuy n theo chiều dọc xu ng các phẫu diện đất thông
qua các “k nh dẫn” này. S di chuy n của KLN theo các con đường này được
gọi là s di chuy n / dòng chảy ưu thế và đã được ghi nh n là một cách thức di
chuy n uan trọng của các hợp chất ô nhiễm linh động trong các l h ng lớn của
đất. (Camobreco và nnk, 1996; McCarthy và Zachara, 1989).
Vì các l h ng lớn trong đất c th dẫn nước đi ua một cách nhanh chóng xu
ng các tầng đất sâu hơn n n ngay cả khi ở các lớp đất dày và ít thấm nước, việc s d
ng các chất c dư lượng KLN gây ô nhiễm trong mùa khô vẫn c th gây ra s v n
chuy n các chất ô nhiễm một cách nhanh ch ng (Jarvis và nnk, 1999). Sterckeman
và cộng s (2000 đã báo cáo về s gia tăng nồng độ của Cd, Pb, Zn ở chiều sâu dưới
2 m trong đất gần các khu v c nấu luyện kim loại. Các tác giả cho r ng các đường
dẫn tạo ra do hoạt động của giun đất chính là con đường đ các