Link tải luận văn miễn phí cho ae Kết Nối
Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim loại nặng (As, Pb, Cd, Zn) trong đất của cây sậy (Phragmites australis) và ứng dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng
Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim loại nặng (as, pb, cd, zn) trong đất của cây sậy (phragmites australis) và ứng dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh thái nguyên
MỞ ĐẦU .................................................................................................................. 14
1. Đặt vấn đề ............................................................................................................. 14
2. Mục tiêu ................................................................................................................ 16
3. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài................................................................ 16
4. Những đóng góp mới của đề tài ............................................................................. 17
CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU ................................................................. 18
1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất......................................................................... 18
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng..................................................................... 18
1.1.2. Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất ............................................................ 19
1.1.2.1. Nguồn gốc tự nhiên....................................................................................... 19
1.1.2.2. Nguồn gốc nhân tạo...................................................................................... 20
1.1.3. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất............................................. 20
1.1.3.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố asen (As) trong đất.......................... 21
1.1.3.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố cadimi (Cd) trong đất...................... 23
1.1.3.3. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất............................ 24
1.1.3.4. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố kẽm (Zn) trong đất ......................... 25
1.1.4. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản ........................................ 26
1.1.5. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng ............................................... 30
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi2
1.1.5.1. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của một số nước
trên thế giới .................................................................................................... 30
1.1.5.2. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của Việt Nam ...................... 32
1.1.6. Một số phương pháp truyền thống xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng ................. 33
1.1.6.1. Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul): ........................................ 33
1.1.6.2. Phương pháp cố định hay cô đặc (Stabilization/Solidification) ................... 33
1.1.6.3. Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification)..................................................... 34
1.1.6.4. Phương pháp rửa đất (Soil washing)............................................................. 34
1.2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng .............................. 35
1.2.1. Khái quát về công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm ................................................ 35
1.2.2. Cơ chế sinh học của thực vật xử lý kim loại nặng trong đất ............................. 37
1.2.2.1. Cơ chế chiết tách chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoextraction) ................... 38
1.2.2.2. Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilization) ................... 39
1.2.2.3. Cơ chế xử lý chất ô nhiễm nhờ quá trình thoát hơi nước ở thực vật
(Phytovolatilization)........................................................................................ 39
1.2.3. Ưu - nhược điểm và triển vọng của công nghệ xử lý đất ô nhiễm kim loại
nặng bằng thực vật.......................................................................................... 40
1.2.3.1. Ưu điểm ........................................................................................................ 40
1.2.3.2. Nhược điểm................................................................................................... 41
1.2.3.3. Triển vọng của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất ............................... 43
1.2.4. Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất ................. 45
1.2.5. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực
vật ................................................................................................................... 45
1.2.6. Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm.......... 473
1.2.7. Một số kết quả nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng bằng thực vật trên
thế giới và Việt Nam .......................................................................................... 48
1.2.7.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới ................................................................ 48
1.2.7.2. Tình hình nghiên cứu ở Việt Nam.................................................................. 52
1.2.7.3. Một số loài thực vật có khả năng tích tụ kim loại nặng cao phân bố trên
một số vùng khai thác khoáng sản tại Thái Nguyên ......................................... 53
1.3. Tổng quan về cây sậy và những ứng dụng trong BVMT đất................................ 58
1.3.1. Giới thiệu về cây sậy........................................................................................ 58
1.3.2. Đặc điểm hình thái ........................................................................................... 59
1.3.3. Đặc điểm sinh thái cây sậy................................................................................ 60
1.3.4. Ứng dụng của cây sậy trong cải tạo môi trường............................................... 64
CHƢƠNG 2: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN
CỨU ............................................................................................................... 69
2.1. Đối tượng nghiên cứu........................................................................................... 69
2.2. Nội dung nghiên cứu............................................................................................. 69
2.3. Phương pháp nghiên cứu và chỉ tiêu theo dõi...................................................... 70
2.3.1. Phương pháp điều tra thu thập tài liệu.............................................................. 70
2.3.2. Phương pháp lấy mẫu và bảo quản mẫu ........................................................... 70
2.3.3. Phương pháp lập ô tiêu chuẩn (OTC)........................................................... 76
2.3.4. Phương pháp bố trí thí nghiệm và các chỉ tiêu theo dõi .................................... 76
2.3.4.1. Thí nghiệm trong chậu ở nhà lưới ................................................................. 76
2.3.4.2. Thử nghiệm ngoài thực địa ........................................................................... 79
2.3.4.3. Các chỉ tiêu theo dõi ..................................................................................... 80
2.3.5. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm ........................................ 80
2.3.6. Phương pháp xử lý số liệu................................................................................ 82
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi4
CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN................................. 83
3.1. Điều tra đánh giá sự phân bố, sinh trưởng và khả năng hút kim loại nặng
của cây sậy trên những vùng đất khai khoáng khác nhau ................................. 83
3.1.1. Điều tra sự phân bố, khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy
trong khu vực nghiên cứu ................................................................................ 83
3.1.1.1. Sự phân bố của cây sậy................................................................................. 83
3.1.1.2. Khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy ............................................. 84
3.1.2. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải sau khai
thác quặng....................................................................................................... 88
3.1.2.1 Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng .................................................................. 88
3.1.2.2. Hiện trạng một số yếu tố môi trường đất tại khu vực nghiên cứu................... 90
3.1.2.3 Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải sau khai
thác quặng....................................................................................................... 91
3.1.3. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng trong đất và hàm lượng kim
loại nặng hấp thụ trong cây............................................................................. 94
3.1.3.1. Tương quan giữa hàm lượng Pb trong đất và trong cây ................................. 94
3.1.3.2. Tương quan giữa hàm lượng Cd trong đất và trong cây................................. 95
3.1.3.3. Tương quan giữa hàm lượng As trong đất và trong cây ................................. 96
3.1.3.4. Tương quan giữa hàm lượng Zn trong đất và trong cây ................................ 97
3.1.4. Tương quan của một số tính chất đất với hàm lượng KLN trong đất và
khả năng hấp thụ trong cây sậy........................................................................ 99
3.1.4.1. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và pH đất ......................................................... 99
3.1.4.2. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và dung tích trao đổi cation của đất
(CEC)............................................................................................................ 1015
3.1.4.3 Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và hàm lượng chất hữu cơ (OM) trong đất......... 103
3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến khả năng sinh trưởng và hấp thụ kim
loại nặng của cây sậy..................................................................................... 106
3.2.1 Đánh giá khả năng tích lũy KLN của cây sậy trong môi trường pH khác
nhau .............................................................................................................. 106
3.2.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN trong đất của cây sậy ở môi trường pH khác
nhau .............................................................................................................. 110
3.2.2.1. Đánh giá khả năng xử lý KLN tổng số trong đất của cây sậy ......................... 110
3.2.2.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN di động trong đất của cây sậy ........................ 112
3.3. Khả năng hấp thụ KLN của cây sậy trong các môi trường đất với hàm
lượng KLN khác nhau ................................................................................... 114
3.3.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng, phát triển của cây sậy trong các môi
trường đất với hàm lượng kim loại nặng khác nhau....................................... 114
3.3.1.1. Kết quả theo dõi chiều cao cây sậy ............................................................. 114
3.3.1.2. Kết quả theo dõi chiều dài lá cây sậy .......................................................... 118
3.3.1.3. Kết quả theo dõi số cây tăng thêm trong quá trình thí nghiệm..................... 121
3.3.1.4. Kết quả theo dõi chiều dài rễ của cây sậy ................................................... 125
3.3.2. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trong các môi trường đất
khác nhau...................................................................................................... 127
3.3.3 Đánh giá khả năng xử lý KLN của cây sậy trong môi trường đất với hàm
lượng KLN khác nhau.................................................................................... 131
3.3.3.1. Đánh giá khả năng xử lý KLN tổng số của cây sậy trong môi trường đất
với hàm lượng KLN khác nhau ...................................................................... 131
3.3.3.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN di động của cây sậy trong môi trường
đất với hàm lượng KLN khác nhau ................................................................ 134
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi6
3.4. Nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy để xử lý đất ô
nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh Thái Nguyên ....... 139
3.4.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của các loài thực vật trên
đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản ..................................... 139
3.4.1.1 Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều cao cây................................... 139
3.4.1.2 Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều dài lá ....................................... 142
3.4.1.3. Chiều dài rễ cây trên đất sau khai thác khoáng sản..................................... 144
3.4.2. Khả năng hấp thu kim loại nặng của cây sậy trong thân lá và rễ.................... 146
3.4.2.1 Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải tại mỏ
thiếc Hà Thượng............................................................................................ 146
3.4.2.2 Khả năng hấp thụ KLN của cây sậy trên đất bãi thải tại mỏ sắt
Trại Cau ...................................................................................................... 150
3.4.3. Đánh giá khả năng xử lý hàm lượng KLN trong đất của cây sậy.................... 156
3.4.3.1. Khả năng xử lý kim loại nặng tổng số trong đất .......................................... 156
3.4.3.2. Khả năng xử lý kim loại nặng di động trong đất.......................................... 164
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ................................................................................. 175
1. Kết luận:............................................................................................................... 175
2. Kiến nghị:............................................................................................................ 176
DANH MỤC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ LIÊN QUAN
ĐẾN LUẬN ÁN ........................................................................................... 177
TÀI LIỆU THAM KHẢO..................................................................................... 178
MỞ ĐẦU
1. Đặt vấn đề
Khu vực miền núi phía Bắc là vùng giàu tài nguyên khoáng sản bậc
nhất nước ta. Các khoáng sản chính là than, sắt, thiếc, chì – kẽm, đồng, apatit,
pyrit… Vùng Tây Bắc có một số mỏ khá lớn như mỏ quặng đồng – niken
(Sơn La), đất hiếm (Lai Châu), mỏ chì – kẽm Tú Lệ (Yên Bái). Vùng Đông
Bắc có nhiều mỏ kim loại, đáng kể hơn là mỏ sắt, mỏ quặng đa kim (Thái
Nguyên), thiếc và bôxit (Cao Bằng), kẽm – chì (Chợ Điền - Bắc Kạn), đồng –
vàng (Lào Cai).
Sự phát triển của khai thác khoáng sản là động lực để tăng trưởng kinh tế -
xã hội, tạo ra những thị trường mạnh để thu hút đầu tư từ nước ngoài nhưng nó
cũng đang tạo ra những mặt tiêu cực gây ảnh hưởng xấu tới con người và hệ
sinh thái xung quanh khu vực khai thác. Các hoạt động khai thác than, quặng
và vật liệu xây dựng như: tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi khoáng sản,
đổ thải, thoát nước mỏ… đã làm phá vỡ các điều kiện sinh thái được hình thành
từ hàng chục triệu năm, gây ô nhiễm nặng nề đối với môi trường đất, nước.
Đây là hiện trạng chung của nhiều tỉnh đang có cơ sở khai thác trên cả
nước cũng như ở Thái Nguyên. Tình hình khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái
Nguyên trong những năm qua cho thấy, số lượng và sản lượng mỏ khoáng sản
được đưa vào khai thác ngày càng tăng. Đây cũng là một trong những ngành
chiếm dụng diện tích đất sử dụng lớn. Vì vậy ô nhiễm đất là không thể tránh
khỏi, có những khu vực đã bị ô nhiễm nghiêm trọng không còn khả năng canh
tác. Một số nguyên tố vết và siêu vết có tính độc hại tích luỹ trong nông sản,
từ đó gây tác hại nghiêm trọng đối với động, thực vật và con người. Qua đó
vấn đề cần được quan tâm trong hoạt động khai thác khoáng sản là những giải
pháp khắc phục, đặc biệt là các giải pháp hiệu quả để khắc phục diện tích đất
bị ô nhiễm sau khai thác.15
Nguồn gốc và sự xuất hiện các chất nguy hại với môi trường sống do
khai thác mỏ là rất phức tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất cao. Vì vậy,
khắc phục ô nhiêm môi trường đất do hoạt động khai thác khoáng sản hiện
nay còn gặp rất nhiều khó khăn [72,139]. Các phương pháp, công nghệ xử lý
truyền thống đã được áp dụng bao gồm rửa đất, bê tông hóa, sử dụng các phản
ứng oxy hóa, cố định tại chỗ,...[ 63]. Tuy nhiên, các phương pháp này đều có
chi phí cao, chỉ phù hợp với quy mô nhỏ, trong khi tình trạng ô nhiễm đất do
khai thác khoáng sản lại xảy ra trên diện rộng, chất ô nhiễm lại phân tán trong
môi trường đất, không những thế một số phương pháp còn có thể gây nên hiện
tượng ô nhiễm thứ sinh ... Vì vậy, cần lựa chọn một phương pháp xử lý
KLN trong đất sao cho vừa hiệu quả, vừa dễ thực hiện, chi phí thấp mà lại
thân thiện với môi trường.
Từ những năm 1990, phương pháp sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm
đã được giới thiệu như là loại công nghệ thương mại. Công nghệ này được
đánh giá là có nhiều ưu điểm nổi trội: dễ thực hiện, không đòi hỏi trình độ kỹ
thuật cao, chi phí xử lý thấp và đặc biệt là thân thiện với môi trường [48]. Tuy
nhiên, hạn chế của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm là ở chỗ trong tự nhiên
có rất ít loài thực vật hội tụ đủ các tiêu chí của một thực vật siêu tích tụ: phát
triển được ở môi trường đất ô nhiễm, sinh trưởng nhanh, sinh khối cao, có khả
năng hấp thụ được các chất ô nhiễm với hàm lượng cao, biên độ sinh thái
rộng và không có nguy cơ trở thành sinh vật ngoại lai.
Những tác động trên môi trường đất, nước ở các vùng sau khi khai thác
khoáng sản đã bị suy thoái nghiêm trọng đã gây khó khăn cho việc xử lý đất ô
nhiễm KLN bằng thực vật. Vì vậy để phục hồi môi trường ô nhiễm KLN thì
một trong những yêu cầu tiên quyết là phải tạo được các điều kiện cần thiết
cho thực vật sinh trưởng, phát triển để hút thu KLN cao nhất.
Cây sậy là loài cây có sinh khối lớn và khả năng hút KLN tốt, khả năng
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi16
hấp thụ KLN này bị ảnh hưởng bởi điều kiện pH, loại đất và điều kiện cạn úng
khác nhau.
Trước thực trạng trên, đề tài: "Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim
loại nặng (As, Pb, Cd, Zn) trong đất của cây sậy (Phragmites australis) và ứng
dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh Thái
Nguyên" được thực hiện nhằm cung cấp các cơ sở khoa học để có thể sử dụng
cây sậy để cải tạo đất ô nhiễm kim loại nặng.
2. Mục tiêu
- Nghiên cứu, đánh giá sự phân bố, sinh trưởng và khả năng hấp thụ kim
loại nặng của cây sậy trên những vùng đất sau khai khoáng khác nhau.
- Xác định khả năng tích lũy một số kim loại nặng của cây sậy dưới ảnh
hưởng của các yếu tố môi trường (pH) và hàm lượng kim loại nặng trong môi
trường đất.
- Nghiên cứu biện pháp sử dụng cây sậy để xử lý ô nhiễm môi trường
đất tại vùng đất sau khai thác khoáng sản tỉnh Thái Nguyên.
3. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài
- Khẳng định khả năng chống chịu và khả năng hút thu kim loại nặng của
cây sậy, làm cơ sở lý luận cho những nghiên cứu tiếp theo.
- Thành công của đề tài sẽ góp phần giải quyết tình trạng ô nhiễm môi
trường đất, nước tại huyện Đại Từ, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên.
- Kết quả nghiên cứu của đề tài có thể được áp dụng vào thực tế để xử lý
những vùng đất bị ô nhiễm kim loại nặng, đặc biệt những vùng đất bị ô nhiễm
do khai thác khoáng sản.17
4. Những đóng góp mới của đề tài
- Xác định được khả năng hấp thụ KLN của cây sậy dưới tác động của
một số yếu tố môi trường: pH và nồng độ các KLN trong đất tại Việt Nam.
- Ứng dụng thành công việc sử dụng cây sậy bản địa để xử lý KLN
trong đất sau khai thác khoáng sản ở ngoài hiện trường tại Thái Nguyên.
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi18
CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng
Thuật ngữ “Kim loại nặng” được từ điển hóa học định nghĩa là các
kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5. Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “kim
loại nặng” chủ yếu dùng để chỉ các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề
môi trường bao gồm: Cu, Zn, Pb, Hg, Ni, Mn, Cr, Fe, Mn, Ti, Fe, Ag, Sn
(Rainbow, 1985, Hopkin, 1989; Bryan & Langston, 1992). Ngoài ra, các phi
kim như As và Se cũng được xem là các KLN [44].
Các nguyên tố này thường ở dạng vết trong môi trường đất tự nhiên. Các
kim loại nặng phổ biến nhất là: Cd, Cr, Cu, Zn, Pb, Hg. Trong đó Cu và Zn là
các nguyên tố vi lượng có vai trò quan trọng đối với quá trình trao đổi chất
trong tế bào và là thành phần, cấu trúc của các protein và enzym. Tuy nhiên
các nguyên tố vi lượng nói riêng và các KLN nói chung ở hàm lượng cao là
yếu tố cực kì độc hại đối với quá trình trao đổi chất của tế bào. Vì vậy ô nhiễm
đất bởi tác nhân KLN có thể dẫn đến mất cân bằng của các loài động, thực vật
bậc cao, đặc biệt trong môi trường đất bị ô nhiễm KLN với hàm lượng cao,
thực vật phát triển kém, độ che phủ bề mặt thấp, hậu quả là các KLN sẽ xâm
nhập vào nguồn nước mặt và nước ngầm [96].
Trong những năm gần đây, ô nhiễm KLN trong đất đã thu hút sự quan
tâm của các nhà khoa học vì tính chất bền vững của chúng. Độc tính của kim
loại đối với sinh vật liên quan đến cơ chế oxy hóa và độc tính gen [55]. Sự
tích tụ các chất độc hại, các KLN trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các
nguyên tố có hại trong cây trồng, vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới
sức khoẻ con người, làm thay đổi cấu trúc tế bào, gây ra nhiều bệnh di truyền,
bệnh về máu, bệnh ung thư... [21]. Tác hại của KLN đối với động vật và con
người là làm tổn hại hay giảm chức năng của hệ thần kinh trung ương, giảm
năng lượng sinh học, tổn hại đến cấu trúc của máu, phổi, thận, gan và các cơ
quan khác. Tiếp xúc với KLN trong thời gian dài có thể ảnh hưởng mãn tính19
đến thể chất, cơ và quá trình thoái hóa hệ thần kinh dẫn đến biểu hiện các
bệnh Parkinson, bệnh teo cơ, bệnh đa xơ cứng, ung thư…Hơn nữa KLN còn
làm tăng các tương tác dị ứng và gây nên đột biến gen, cạnh tranh với các kim
loại cần thiết khác trong cơ thể ở các vị trí liên kết sinh hóa và phản ứng như
các kháng sinh giới hạn rộng chống lại cả vi khuẩn có lợi và có hại. Độc tính
KLN trong chuỗi thức ăn là một trong những vấn đề bức xúc về môi trường và
sức khỏe cộng đồng trong xã hội công nghiệp ngày nay [149].
1.1.2. Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất
1.1.2.1. Nguồn gốc tự nhiên
Trong các khoáng vật hình thành nên đất thường chứa một hàm lượng
nhất định kim loại nặng, trong điều kiện bình thường một số KLN là những
nguyên tố vi lượng không thể thiếu cho cây trồng và sinh vật đất. Tuy
nhiên, trong một số điều kiện đặc biệt chúng vượt một giới hạn nhất định và
trở thành chất ô nhiễm.
Bảng 1.1: Thành phần kim loại vết trong một số khoáng vật điển hình
Trạng thái
phong hoá Khoáng vật Hiện diện Thành phần kim loại
Dễ bị phong
hoá
Olivine Đá macma Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Anorthite Mn, Cu, Sr
Augite Đá siêu bazơ và bazơ
núi lửa
Mn, Co, Ni, Cu, Zn,
Pb
Hornblende Phân bố rộng trong đá
macma và biến chất Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Albite Đá nham thạch Cu
Biotit Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Orthoclase Đá macma axít Cu, Sr
Muscovite Granite, phiến thạch,
thuỷ tinh Cu, Sr
Khả năng ổn
định khoáng
tăng
Magnetite Đá mácma và biến chất Cr, Co, Ni, Zn
Nguồn: Trích theo Lê Đức, Trần Khắc Hiệp 2006[11] .
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi20
1.1.2.2. Nguồn gốc nhân tạo
Đây là nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường đất trên phạm vi toàn thế
giới cũng như ở Việt Nam.
+ Ô nhiễm do chất thải công nghiệp
Các hoạt động công nghiệp rất phong phú và đa dạng, chúng có thể là
nguồn gây ô nhiễm đất một cách trực tiếp hay gián tiếp. Quá trình phát triển
công nghiệp và đô thị cũng ảnh hưởng đến tính chất lý và hóa học đất.
Những tác động về vật lý đất như: gây xói mòn, nén chặt và phá hủy cấu
trúc đất do kết quả của các hoạt động xây dựng, sản xuất khai thác mỏ.
Những tác động về hóa học như: các chất thải rắn, lỏng và khí tác động đến
đất.
+ Ô nhiễm đất do chất thải nông nghiệp
Sử dụng phân bón và thuốc BVTV có hai mặt của một vấn đề : tích
cực và tiêu cực. Tích cực là góp phần nâng cao năng suất và sản lượng nông
sản; tiêu cực là gây ô nhiễm môi trường. Trong phân bón và thuốc bảo vệ thực
vật (BVTV) thường có sẵn kim loại nặng và chất khó phân hủy, khi tích lũy
đến một giới hạn nhất định, chúng sẽ thành chất ô nhiễm.
1.1.3. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất
Trong đất, các kim loại độc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác
nhau, liên kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hay tạo thành các chất phức
hợp (chelat). Khả năng dễ tiêu của chúng đối với thực vật phụ thuộc vào
nhiều yếu tố như: pH, dung tích trao đổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn
nhau vào các kim loại khác. Ở đất có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên
các phức hệ hấp phụ. Nhìn chung, KLN có khả năng linh động lớn ở đất
chua (pH < 5,5).21
Bảng 1.2: Khả năng linh động của một số nguyên tố KLN trong đất
Khả năng linh
động
Điều kiện
Oxy hóa Axit Trung tính
– kiềm
Khử
Rất cao - - Se -
Cao Se Se, Hg - -
Trung bình Hg, As, Cd As, Cd As, Cd -
Thấp Pb, As, Sb,
Ti
Pb, Bi, Sb, Ti Pb, Bi, Sb,
Ti
-
Rất thấp Te Te Hg, Te Te, Se, Hg
Không linh động - - - Cd, Pb, Bi,
Nguồn: Diels L. và nnk, 1999 [ Ti 64].
1.1.3.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố asen (As) trong đất
As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như asenat (As5+)
trong điều kiện oxy hóa. Chúng bị hấp thụ mạnh bởi các khoáng sét, sắt,
mangan oxyt hay hydroxyt và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As tạo
nhiều hợp chất ở dạng As5+ với sắt và nhôm (AlAsO4, FeAsO4), trong khi ở các
đất kiềm và đất cacbonat lại có nhiều ở dạng Ca3(AsO4)2. Khi bón vôi cho đất
cũng làm tăng khả năng linh động của As do chuyển từ Fe, Al – asenat sang
dạng Ca – asenat linh động hơn [56].
Asen kết hợp với Ca, Al, Fe tạo thành những hợp chất không tan như
Ca3(AsO4)2, AlAsO4, FeAsO4. Tích số hòa tan của chất đầu là 6,8.10-19, của
hai chất sau là 5,7.10-21, do đó chất đầu độc hại hơn hai chất sau. Bởi vậy, nếu
ta bón các muối sunphat sắt nhôm (phèn chua) vào đất bị ô nhiễm As thì As
có thể được giải độc dần dần do nguyên nhân nói trên [13].
Trong nước tự nhiên, As tồn tại chủ yếu ở 2 dạng hợp chất vô cơ là
asenat (As+5), asenit (As+3). As+5 là dạng tồn tại chủ yếu của As trong nước bề
mặt và As+3 là dạng chủ yếu của As trong nước ngầm. Trong môi trường
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi22
trung tính, As+5 tồn tại chủ yếu ở dạng H2AsO4- và HAsO42-, còn As+3 tồn tại
chủ yếu ở dạng axit không phân ly H3AsO3 [13].
Trong đất As thường tồn tại ở dạng hấp phụ, tạo hợp chất với Al, Fe, Ca
và hợp chất hữu cơ. Nguồn As trong đất có thể là từ các sản phẩm phong hóa
đá và khoáng vật chứa As, chất thải khí từ các nhà máy dùng than, chất thải
rắn, lỏng dùng thuốc bảo vệ thực vật, v.v… Chẳng hạn, trung bình hàng năm ở
Canada người ta phun thuốc diệt côn trùng vào vườn cây ăn quả đã đưa vào đất
đến 2,7 kg As/ha. Trên 94% As trong đất tồn tại ở pha rắn, còn lại chỉ có
khoảng 6% tổng As tồn tại trong dung dịch đất (có thể là dạng natri asenit) dễ
dàng di chuyển và ra khỏi đất. Khi tồn tại ở dạng linh động, As đặc biệt nguy
hiểm cho sinh vật và con người. Sự biến đổi điều kiện oxy hóa - khử trong đất
làm cho As di chuyển và phân bố lại trong đất và thông qua đó làm thay đổi
hàm lượng As đi vào sinh vật và con người [17].
Khoáng vật quan trọng nhất của As trong tự nhiên là arsenopyrit
(FeAsS), nó thường có mặt trong thành phần của nhiều loại quặng sunfua.
Trong điều kiện oxy hóa, asenopyrit bị oxy hóa theo phản ứng sau:
2FeAsS + 2O2 + 6 H2O = 2 (FeAsO4.2H2O) + 2H2SO4
Ngoài ra Fe2(SO4)3 cũng đóng vai trò chất oxy hóa và phản ứng cũng xảy
ra hoàn toàn tương tự:
FeAsS + Fe2(SO4)3 + 4H2O + 3O2 = FeAsO4.2H2O + FeSO4 + 2H2SO4
Như vậy, trong quá trình oxy hóa, asenopyrit được thay thế bằng
scorodit là một khoáng vật bền vững trong điều kiện đới oxy hóa. Tuy nhiên,
dưới tác dụng của nước mặt dù rất chậm, xảy ra quá trình thủy phân theo phản
ứng sau:
FeAsO4.2H2O + H2O = Fe(OH)3 + H3AsO4
Trong trường hợp các đá vây quanh không chứa các nguyên tố có thể
liên kết với As thành các liên kết bền vững, As sẽ dần dần được phân tán theo23
nước. Trong trường hợp, chẳng hạn cùng với asenopyrit và pyrit còn có mặt
các khoáng vật của Pb, H3AsO4 tạo thành sẽ tác dụng với serusit (PbCO3) tạo
thành arsenat Pb khá bền vững kiểu như mimetesit (Pb5(AsO4)3Cl).
Nói chung, trong điều kiện các đới oxy hóa phần lớn As được giữ lại,
hàm lượng As trong dòng tiêu hóa mỏ thường thấp [33].
Các dạng As dễ tiêu sinh học
Hàm lượng As tìm thấy trong dạ dày của động vật thí nghiệm là dạng dễ
tiêu sinh học tiềm năng, là dạng trung gian giữa dạng As hấp thụ bề mặt (được
chiết rút bằng photphat hay axetat) và dạng không hấp thụ bề mặt với oxit Fe,
Mn (chiết rút bằng dung dịch hydroxilamine hydroclorit hay amoni oxalat).
Nhiều tài liệu đã công bố có thể chiết dạng As dễ tiêu sinh học bằng
CH3COONa [37], [52], [139].
Cục bảo vệ môi trường của Mỹ [ [131] trong dự án xây dựng tiêu chuẩn
hàm lượng As phục vụ sức khỏe cộng đồng đã đưa ra phương pháp chiết rút
hàm lượng As tổng số và căn cứ vào đó để đưa ra ngưỡng chuẩn. Tuy vậy, chỉ
số này chưa thực sự phản ánh được nguy cơ tiềm ẩn của As đối với sức khỏe
con người. Nhiều chất chiết rút hóa học dùng để xác định photphat đã được
dùng để xác định As trong đất.
1.1.3.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố cadimi (Cd) trong đất
Cd tồn tại ở dạng các hợp chất rắn như CdO, CdCO3, Cd(PO4)2 trong
các điều kiện oxy hóa. Trong các điều kiện khử (Eh ≤ - 0,2 V), Cd tồn tại
nhiều ở dạng CdS. Độ chua của đất có ảnh hưởng rất lớn đối với khả năng
linh động của Cd trong đất. 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
chúng liên kết làm giảm khả năng linh động của Cd. Trong các đất trung tính
hay kiềm do bón vôi, Cd bị kết tủa dưới dạng CdCO3 [27].
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi24
Khả năng hấp phụ Cd của các chất trong đất giảm dần theo thứ tự:
hydroxyt, oxyt sắt nhôm, halloysit > allophane > kaolinit, axit humic >
montmorillonit. 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 vòng 1 giờ. Thông
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%. Phần liên kết với các
hợp khác là 20%.
Trong đất ô nhiễm KLN, hàm lượng Cd có quan hệ thuận với hàm
lượng Zn, nếu Zn nhiều thì Cd cũng nhiều. Ở các vùng lân cận nhà máy luyện
kẽm, ở tầng đất mặt có thể chứa 1700 mg/kg Cd. Cd trong đất có thể ở
dạng hòa tan trong nước (ion và phức chất hữu cơ chiếm tỷ lệ nhỏ chất)
[13] hay dạng không tan trong nước (dạng hấp thụ, dạng kết tủa và dạng
phức khó tan). Hai dạng này có thể chuyển hóa lẫn nhau tùy điều kiện môi
trường. Cd gây độc cho cây chủ yếu khi ở dạng hòa tan trong nước [28].
Ion Cd có thể hình thành hợp chất không tan, thường hydrat hóa với
cacbonat, asenat, photphat hay ion oxalat. Ô nhiễm Cd trong đất ngoài nguồn
gốc từ đá mẹ còn do nhiều tác nhân khác như: bùn thải (chủ yếu do hoạt động
công nghiệp), phân bón, lắng đọng, khí quyển và chất thải phóng xạ [35].
1.1.3.3. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất
Chì là nguyên tố KLN có khả năng linh động kém, có thời gian bán hủy trong
đất từ 800 đến 6000 năm [13]. Dạng tồn tại của Pb trong đất chủ yếu là các
muối dễ tan (clorua, bromua), hợp chất hữu cơ hấp phụ trên keo sét, axit
humic và các hợp chất khó tan (cacbonat, hydroxyt…). Dạng tồn tại của Pb
trong đất phụ thuộc chủ yếu vào thành phần cơ học, hàm lượng hợp chất hữu
cơ, pH, v.v… Điều kiện khí hậu hình thành đất ảnh hưởng rất lớn tới dạng tồn
tại của chì. Trong đất vùng khô, Pb tồn tại ở dạng ion hấp phụ, cacbonat hữu
cơ, sunfua. Trong đất vùng nhiệt đới Pb ở dạng hydroxyt chiếm ưu thế [12].25
Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hóa thành
PbSO4 do quá trình phong hóa. Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ tham gia vào
nhiều quá trình khác nhau trong đất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét, chất
hữu cơ hay oxyt kim loại. hay bị cố định trở lại dưới dạng các hợp chất
Pb(OH)2, PbCO3, Pbs, PbO, Pb3(PO4)2, Pb5(PO4)3OH. Chì bị hấp phụ trao đổi
chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong đất. Các chất hữu cơ có vai
trò lớn trong đất do hình thành các phức hệ với chì. Đồng thời chúng cũng làm
tăng tính linh động của Pb khi các chất hữu cơ này có tính linh động cao [13].
Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất
bay hơi như (CH3)4Pb. Trong đất chì có tính độc cao, nó hạn chế hoạt động
của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất
hữu cơ. Pb2+ trong đất có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ
có nguồn gốc hữu cơ hay khoáng sét. Khả năng hấp phụ chì tăng dần theo
thứ tự sau: montmorillonit < axit humic < kaolinit < allophane < oxyt sắt. Khả
năng hấp phụ chì tăng dần đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2 [13].
1.1.3.4. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố kẽm (Zn) trong đất
Hàm lượng kẽm trung bình trong đất và đá thông thường gia tăng theo
thứ tự: cát (10-30 mg.kg
-1
), đá granic (50 mg.kg
-1
), sét (95 mg.kg
-1
) và bazan
(100 mg.kg
-1
) (Adriano, 1986 trích theo WHO, 2001). Theo Murray (1994)
hàm lượng kẽm tự nhiên trong đất 17-125 mg/kg. Cháy rừng giải phóng một
lượng lớn kẽm vào không khí. Khoảng 7600 tấn kẽm mỗi năm ở mức độ toàn
cầu phóng thích vào không khí do cháy rừng. Sự phong hoá địa chất là một
trong những nguyên nhân giải phóng kẽm vào môi trường.
Zn có trong thành phần khoáng như biotit, amphibol, phyroxen. Phong
hóa khoáng và đá chuyển Zn thành hợp chất hòa tan và hấp thụ ở dạng Zn2+ .
Hàm lượng Zn trung bình trong đất cũng như đá khoảng 0,005%. Trong đất
có phản ứng axit thì tính linh động của Zn2+ tăng và độ dễ tiêu cũng tăng [13].
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi26
Khoáng vật nguyên sinh quan trọng nhất của Zn là sphalerit (ZnS).
Trong đới oxy hóa, sphalerit bị oxy hóa do oxy hay các chất oxy hóa khác
chẳng hạn như Fe2(SO4)3 theo các phương trình phản ứng sau:
ZnS + 2O2 = ZnSO4
ZnS + Fe2(SO4)3 + 3 O2 + 2H2SO4 = 2 ZnSO4 + 2 H2SO4
Tương tự như đối với một số sunfua khác.
Kẽm là một trong những nguyên tố linh động chất trong đới oxy hóa,
khác hẳn với nguyên tố luôn đồng hành với nó là Pb. Trong khi Pb có xu thế
tích tụ trong đới oxy hóa thì Zn lại có xu thế phân tán. Khả năng phân tán của
Zn thậm chí còn hơn cả Cu. Độ hòa tan của ZnSO4 đạt tới 531,2 g/l cao hơn
hẳn CuSO4 (172 g/l), hơn nữa ZnSO4 rất bền vững. Trong điều kiện các đá
vây quanh là carbonat, ZnSO4 tác dụng với cacbonat, chẳng hạn canxit
(CaCO3) tạo thành cacbonat kẽm (ZnCO3) khoáng vật smisonit. Đây là
khoáng vật có độ hòa tan trong nước rất thấp (0,04 g/l ở nhiệt độ 18oC). Trong
điều kiện các đá vậy quanh không phải là cacbonat Zn có xu thế phân tán và
dễ dàng đi vào dòng tiêu thoát, đôi khi với hàm lượng đáng kể [33].
1.1.4. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản
Nguồn gây ô nhiễm: Dung dịch axit sinh ra trong quá trình oxy hóa
sunfua có thể hòa tan các kim loại và chất độc hại khác từ đó chúng phát tán
vào môi trường, gây ô nhiễm môi trường. Trong bãi thải, nước lỗ hổng tương
tác với các vật chất rắn của bãi thải là một dung dịch axit, kết quả của quá
trình oxy hóa sunfua là một dung môi mạnh. Khi tạo thành các dòng axit tiêu
hóa thoát từ bãi thải chúng thường là các dung dịch có hàm lượng cao (thậm
chí bão hòa) các kim loại nặng và các ion hòa tan. Khi dung dịch bị trung hòa,
xảy ra sự lắng đọng nhiều hợp chất thứ sinh của Fe, Cu, Zn, Pb và các nguyên
tố khác. Các hợp chất này lại là những hợp chất tương đối dễ tan khi thay đổi
các điều kiện Eh – pH. Tính linh động cao của các nguyên tố là điều kiện để
xuất hiện hàm lượng kim loại cao trong nước mặt. Thành phần kim loại nặng27
và các chất độc hại của dòng thải axit phụ thuộc vào thành phần ban đầu của
vật chất bãi thải và đặc điểm của các quá trình biến đổi biểu sinh [33].
Quá trình khai khoáng gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức
độ nghiêm trọng nhất và là một thực tế đáng báo động. Các dạng ô nhiễm môi
trường tại những mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước
mặt, nước ngầm [8]. Các tác nhân gây ô nhiễm là axit, KLN, xianua, các loại
khí độc, v.v… Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều
nơi do ô nhiễm KLN có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se,
Hg, Cd … cần sớm có giải pháp xử lý. Nhiều KLN rất độc đối với con
người và môi trường cho dù ở hàm lượng rất thấp.
Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng đều gây nên ô
nhiễm kim loại vào đất, nước, không khí và cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim
loại không chỉ xảy ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể
từ khi mỏ ngừng hoạt động. Theo Lim H. S. và cộng sự (2004), tại mỏ vàng –
bạc Soncheon đã bỏ hoang ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn
còn bị ô nhiễm một số kim loại ở mức cao [97].
Hình 3.30: Hàm lƣợng Zn tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy
Qua bảng 3.25, bảng 3.26 và hình 3.30 ta thấy hàm lượng Zn trong đất
nghiên cứu ban đầu có sự chênh lệch khá lớn dao động trong khoảng từ 218,83
mg/kg đến 2315,2 mg/kg. Trong đó mẫu đất ở CT3TC có hàm lượng Zn ban
đầu cao nhất (2315,2 mg/kg), vượt QCVN 11,58 lần; mẫu đất ở CT2HT có hàm
lượng Cd ban đầu thấp nhất (218,83 mg/kg) vượt QCVN cho phép đối với đất sử
dụng cho mục đích nông nghiệp 1,09 lần.163
* Sau 4 tháng trồng sậy, hàm lượng Zn tích lũy trong 5 vị trí trồng khác
nhau thì hiệu quả hấp thụ Zn trong đất của cây sậy cũng khác nhau được biểu
hiện rõ, cụ thể:
- Tại bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng ở CT1HT: hàm lượng Zn ban đầu từ
842,72 mg/kg – vượt 4,21 lần so với QCVN giảm xuống còn 191,42 mg/kg đạt
hiệu xuất 77,29% (nằm trong giới hạn QCVN). Ở CT2 HT: hàm lượng Zn ban
đầu từ 218,83 mg/kg giảm xuống còn 148,43 mg/kg - nằm trong giới hạn cho
phép của QCVN, đạt hiệu xuất 32,17%. Kết quả trên cho thấy môi trường tại hai
vị trí nghiên cứu ở bãi thải mỏ thiếc bị ô nhiễm Zn sau khai thác khoáng sản.
- Tại bãi thải mỏ sắt Trại Cau ở CT1TC: hàm lượng Zn ban đầu từ 1273,8
mg/kg – vượt 6,37 lần so với QCVN giảm xuống còn 769,79 mg/kg đạt hiệu
xuất xử lý 39,57%. Ở CT2TC: hàm lượng Zn ban đầu từ 2201,1 mg/kg – vượt
11 lần so với QCVN giảm xuống còn 1552,17 mg/kg đạt hiệu xuất 29,48% Ở
CT3TC: Hàm lượng Zn ban đầu 2315,2 mg/kg (vượt 11,58 lần so với QCVN) giảm
xuống còn 1587,96 mg/kg đạt hiệu xuất 34,41%.
* Sau 8 tháng thì hiệu quả hấp thụ Zn ở các công thức trồng sậy cũng là
khác nhau:
Ở CT1HT: Zn từ 842,72 mg/kg xuống còn 87,28 mg/kg Hiệu suất xử lý so
với ban đầu đạt 89,64%. CT2HT thì thấp hơn so với CT1HT chỉ đạt hiệu suất
56,24%.
Ở CT1TC, hàm lượng Zn ban đầu từ 1273,8 mg/kg – vượt 6,37 lần so
với QCVN giảm xuống còn 377,99 mg/kg giảm đạt hiệu suất 70,33% .
CT2TC: Hàm lượng Zn ban đầu từ 2201,1 mg/kg – vượt 11 lần so với QCVN
giảm xuống còn 970,42 mg/kg đạt hiệu suất 55,91%. Ở CT3TC: Zn ban đầu là
2315,2 mg/kg xuống còn 1266,9 mg/kg đạt hiệu suất 45,28%.
Như vậy môi trường đất tại bãi thải mỏ sắt Trại Cau nghiên cứu đất bị ô
nhiễm nghiêm trọng và sau khi trồng sậy xử lý đất ô nhiễm KLN đã cải tạo được
đáng kể môi trường đất tại những khu vực nghiên cứu.
Do Drive thay đổi chính sách, nên một số link cũ yêu cầu duyệt download. các bạn chỉ cần làm theo hướng dẫn.
Password giải nén nếu cần: ket-noi.com | Bấm trực tiếp vào Link để tải:
Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim loại nặng (As, Pb, Cd, Zn) trong đất của cây sậy (Phragmites australis) và ứng dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng
Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim loại nặng (as, pb, cd, zn) trong đất của cây sậy (phragmites australis) và ứng dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh thái nguyên
MỞ ĐẦU .................................................................................................................. 14
1. Đặt vấn đề ............................................................................................................. 14
2. Mục tiêu ................................................................................................................ 16
3. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài................................................................ 16
4. Những đóng góp mới của đề tài ............................................................................. 17
CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU ................................................................. 18
1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất......................................................................... 18
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng..................................................................... 18
1.1.2. Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất ............................................................ 19
1.1.2.1. Nguồn gốc tự nhiên....................................................................................... 19
1.1.2.2. Nguồn gốc nhân tạo...................................................................................... 20
1.1.3. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất............................................. 20
1.1.3.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố asen (As) trong đất.......................... 21
1.1.3.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố cadimi (Cd) trong đất...................... 23
1.1.3.3. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất............................ 24
1.1.3.4. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố kẽm (Zn) trong đất ......................... 25
1.1.4. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản ........................................ 26
1.1.5. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng ............................................... 30
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi2
1.1.5.1. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của một số nước
trên thế giới .................................................................................................... 30
1.1.5.2. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của Việt Nam ...................... 32
1.1.6. Một số phương pháp truyền thống xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng ................. 33
1.1.6.1. Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul): ........................................ 33
1.1.6.2. Phương pháp cố định hay cô đặc (Stabilization/Solidification) ................... 33
1.1.6.3. Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification)..................................................... 34
1.1.6.4. Phương pháp rửa đất (Soil washing)............................................................. 34
1.2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng .............................. 35
1.2.1. Khái quát về công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm ................................................ 35
1.2.2. Cơ chế sinh học của thực vật xử lý kim loại nặng trong đất ............................. 37
1.2.2.1. Cơ chế chiết tách chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoextraction) ................... 38
1.2.2.2. Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilization) ................... 39
1.2.2.3. Cơ chế xử lý chất ô nhiễm nhờ quá trình thoát hơi nước ở thực vật
(Phytovolatilization)........................................................................................ 39
1.2.3. Ưu - nhược điểm và triển vọng của công nghệ xử lý đất ô nhiễm kim loại
nặng bằng thực vật.......................................................................................... 40
1.2.3.1. Ưu điểm ........................................................................................................ 40
1.2.3.2. Nhược điểm................................................................................................... 41
1.2.3.3. Triển vọng của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất ............................... 43
1.2.4. Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất ................. 45
1.2.5. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực
vật ................................................................................................................... 45
1.2.6. Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm.......... 473
1.2.7. Một số kết quả nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng bằng thực vật trên
thế giới và Việt Nam .......................................................................................... 48
1.2.7.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới ................................................................ 48
1.2.7.2. Tình hình nghiên cứu ở Việt Nam.................................................................. 52
1.2.7.3. Một số loài thực vật có khả năng tích tụ kim loại nặng cao phân bố trên
một số vùng khai thác khoáng sản tại Thái Nguyên ......................................... 53
1.3. Tổng quan về cây sậy và những ứng dụng trong BVMT đất................................ 58
1.3.1. Giới thiệu về cây sậy........................................................................................ 58
1.3.2. Đặc điểm hình thái ........................................................................................... 59
1.3.3. Đặc điểm sinh thái cây sậy................................................................................ 60
1.3.4. Ứng dụng của cây sậy trong cải tạo môi trường............................................... 64
CHƢƠNG 2: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN
CỨU ............................................................................................................... 69
2.1. Đối tượng nghiên cứu........................................................................................... 69
2.2. Nội dung nghiên cứu............................................................................................. 69
2.3. Phương pháp nghiên cứu và chỉ tiêu theo dõi...................................................... 70
2.3.1. Phương pháp điều tra thu thập tài liệu.............................................................. 70
2.3.2. Phương pháp lấy mẫu và bảo quản mẫu ........................................................... 70
2.3.3. Phương pháp lập ô tiêu chuẩn (OTC)........................................................... 76
2.3.4. Phương pháp bố trí thí nghiệm và các chỉ tiêu theo dõi .................................... 76
2.3.4.1. Thí nghiệm trong chậu ở nhà lưới ................................................................. 76
2.3.4.2. Thử nghiệm ngoài thực địa ........................................................................... 79
2.3.4.3. Các chỉ tiêu theo dõi ..................................................................................... 80
2.3.5. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm ........................................ 80
2.3.6. Phương pháp xử lý số liệu................................................................................ 82
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi4
CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN................................. 83
3.1. Điều tra đánh giá sự phân bố, sinh trưởng và khả năng hút kim loại nặng
của cây sậy trên những vùng đất khai khoáng khác nhau ................................. 83
3.1.1. Điều tra sự phân bố, khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy
trong khu vực nghiên cứu ................................................................................ 83
3.1.1.1. Sự phân bố của cây sậy................................................................................. 83
3.1.1.2. Khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy ............................................. 84
3.1.2. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải sau khai
thác quặng....................................................................................................... 88
3.1.2.1 Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng .................................................................. 88
3.1.2.2. Hiện trạng một số yếu tố môi trường đất tại khu vực nghiên cứu................... 90
3.1.2.3 Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải sau khai
thác quặng....................................................................................................... 91
3.1.3. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng trong đất và hàm lượng kim
loại nặng hấp thụ trong cây............................................................................. 94
3.1.3.1. Tương quan giữa hàm lượng Pb trong đất và trong cây ................................. 94
3.1.3.2. Tương quan giữa hàm lượng Cd trong đất và trong cây................................. 95
3.1.3.3. Tương quan giữa hàm lượng As trong đất và trong cây ................................. 96
3.1.3.4. Tương quan giữa hàm lượng Zn trong đất và trong cây ................................ 97
3.1.4. Tương quan của một số tính chất đất với hàm lượng KLN trong đất và
khả năng hấp thụ trong cây sậy........................................................................ 99
3.1.4.1. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và pH đất ......................................................... 99
3.1.4.2. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và dung tích trao đổi cation của đất
(CEC)............................................................................................................ 1015
3.1.4.3 Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng hấp thụ trong cây với hàm
lượng kim loại nặng trong đất và hàm lượng chất hữu cơ (OM) trong đất......... 103
3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến khả năng sinh trưởng và hấp thụ kim
loại nặng của cây sậy..................................................................................... 106
3.2.1 Đánh giá khả năng tích lũy KLN của cây sậy trong môi trường pH khác
nhau .............................................................................................................. 106
3.2.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN trong đất của cây sậy ở môi trường pH khác
nhau .............................................................................................................. 110
3.2.2.1. Đánh giá khả năng xử lý KLN tổng số trong đất của cây sậy ......................... 110
3.2.2.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN di động trong đất của cây sậy ........................ 112
3.3. Khả năng hấp thụ KLN của cây sậy trong các môi trường đất với hàm
lượng KLN khác nhau ................................................................................... 114
3.3.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng, phát triển của cây sậy trong các môi
trường đất với hàm lượng kim loại nặng khác nhau....................................... 114
3.3.1.1. Kết quả theo dõi chiều cao cây sậy ............................................................. 114
3.3.1.2. Kết quả theo dõi chiều dài lá cây sậy .......................................................... 118
3.3.1.3. Kết quả theo dõi số cây tăng thêm trong quá trình thí nghiệm..................... 121
3.3.1.4. Kết quả theo dõi chiều dài rễ của cây sậy ................................................... 125
3.3.2. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trong các môi trường đất
khác nhau...................................................................................................... 127
3.3.3 Đánh giá khả năng xử lý KLN của cây sậy trong môi trường đất với hàm
lượng KLN khác nhau.................................................................................... 131
3.3.3.1. Đánh giá khả năng xử lý KLN tổng số của cây sậy trong môi trường đất
với hàm lượng KLN khác nhau ...................................................................... 131
3.3.3.2. Đánh giá khả năng xử lý KLN di động của cây sậy trong môi trường
đất với hàm lượng KLN khác nhau ................................................................ 134
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi6
3.4. Nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy để xử lý đất ô
nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh Thái Nguyên ....... 139
3.4.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của các loài thực vật trên
đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản ..................................... 139
3.4.1.1 Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều cao cây................................... 139
3.4.1.2 Khả năng sinh trưởng và phát triển về chiều dài lá ....................................... 142
3.4.1.3. Chiều dài rễ cây trên đất sau khai thác khoáng sản..................................... 144
3.4.2. Khả năng hấp thu kim loại nặng của cây sậy trong thân lá và rễ.................... 146
3.4.2.1 Khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy trên đất bãi thải tại mỏ
thiếc Hà Thượng............................................................................................ 146
3.4.2.2 Khả năng hấp thụ KLN của cây sậy trên đất bãi thải tại mỏ sắt
Trại Cau ...................................................................................................... 150
3.4.3. Đánh giá khả năng xử lý hàm lượng KLN trong đất của cây sậy.................... 156
3.4.3.1. Khả năng xử lý kim loại nặng tổng số trong đất .......................................... 156
3.4.3.2. Khả năng xử lý kim loại nặng di động trong đất.......................................... 164
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ................................................................................. 175
1. Kết luận:............................................................................................................... 175
2. Kiến nghị:............................................................................................................ 176
DANH MỤC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ LIÊN QUAN
ĐẾN LUẬN ÁN ........................................................................................... 177
TÀI LIỆU THAM KHẢO..................................................................................... 178
MỞ ĐẦU
1. Đặt vấn đề
Khu vực miền núi phía Bắc là vùng giàu tài nguyên khoáng sản bậc
nhất nước ta. Các khoáng sản chính là than, sắt, thiếc, chì – kẽm, đồng, apatit,
pyrit… Vùng Tây Bắc có một số mỏ khá lớn như mỏ quặng đồng – niken
(Sơn La), đất hiếm (Lai Châu), mỏ chì – kẽm Tú Lệ (Yên Bái). Vùng Đông
Bắc có nhiều mỏ kim loại, đáng kể hơn là mỏ sắt, mỏ quặng đa kim (Thái
Nguyên), thiếc và bôxit (Cao Bằng), kẽm – chì (Chợ Điền - Bắc Kạn), đồng –
vàng (Lào Cai).
Sự phát triển của khai thác khoáng sản là động lực để tăng trưởng kinh tế -
xã hội, tạo ra những thị trường mạnh để thu hút đầu tư từ nước ngoài nhưng nó
cũng đang tạo ra những mặt tiêu cực gây ảnh hưởng xấu tới con người và hệ
sinh thái xung quanh khu vực khai thác. Các hoạt động khai thác than, quặng
và vật liệu xây dựng như: tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi khoáng sản,
đổ thải, thoát nước mỏ… đã làm phá vỡ các điều kiện sinh thái được hình thành
từ hàng chục triệu năm, gây ô nhiễm nặng nề đối với môi trường đất, nước.
Đây là hiện trạng chung của nhiều tỉnh đang có cơ sở khai thác trên cả
nước cũng như ở Thái Nguyên. Tình hình khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái
Nguyên trong những năm qua cho thấy, số lượng và sản lượng mỏ khoáng sản
được đưa vào khai thác ngày càng tăng. Đây cũng là một trong những ngành
chiếm dụng diện tích đất sử dụng lớn. Vì vậy ô nhiễm đất là không thể tránh
khỏi, có những khu vực đã bị ô nhiễm nghiêm trọng không còn khả năng canh
tác. Một số nguyên tố vết và siêu vết có tính độc hại tích luỹ trong nông sản,
từ đó gây tác hại nghiêm trọng đối với động, thực vật và con người. Qua đó
vấn đề cần được quan tâm trong hoạt động khai thác khoáng sản là những giải
pháp khắc phục, đặc biệt là các giải pháp hiệu quả để khắc phục diện tích đất
bị ô nhiễm sau khai thác.15
Nguồn gốc và sự xuất hiện các chất nguy hại với môi trường sống do
khai thác mỏ là rất phức tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất cao. Vì vậy,
khắc phục ô nhiêm môi trường đất do hoạt động khai thác khoáng sản hiện
nay còn gặp rất nhiều khó khăn [72,139]. Các phương pháp, công nghệ xử lý
truyền thống đã được áp dụng bao gồm rửa đất, bê tông hóa, sử dụng các phản
ứng oxy hóa, cố định tại chỗ,...[ 63]. Tuy nhiên, các phương pháp này đều có
chi phí cao, chỉ phù hợp với quy mô nhỏ, trong khi tình trạng ô nhiễm đất do
khai thác khoáng sản lại xảy ra trên diện rộng, chất ô nhiễm lại phân tán trong
môi trường đất, không những thế một số phương pháp còn có thể gây nên hiện
tượng ô nhiễm thứ sinh ... Vì vậy, cần lựa chọn một phương pháp xử lý
KLN trong đất sao cho vừa hiệu quả, vừa dễ thực hiện, chi phí thấp mà lại
thân thiện với môi trường.
Từ những năm 1990, phương pháp sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm
đã được giới thiệu như là loại công nghệ thương mại. Công nghệ này được
đánh giá là có nhiều ưu điểm nổi trội: dễ thực hiện, không đòi hỏi trình độ kỹ
thuật cao, chi phí xử lý thấp và đặc biệt là thân thiện với môi trường [48]. Tuy
nhiên, hạn chế của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm là ở chỗ trong tự nhiên
có rất ít loài thực vật hội tụ đủ các tiêu chí của một thực vật siêu tích tụ: phát
triển được ở môi trường đất ô nhiễm, sinh trưởng nhanh, sinh khối cao, có khả
năng hấp thụ được các chất ô nhiễm với hàm lượng cao, biên độ sinh thái
rộng và không có nguy cơ trở thành sinh vật ngoại lai.
Những tác động trên môi trường đất, nước ở các vùng sau khi khai thác
khoáng sản đã bị suy thoái nghiêm trọng đã gây khó khăn cho việc xử lý đất ô
nhiễm KLN bằng thực vật. Vì vậy để phục hồi môi trường ô nhiễm KLN thì
một trong những yêu cầu tiên quyết là phải tạo được các điều kiện cần thiết
cho thực vật sinh trưởng, phát triển để hút thu KLN cao nhất.
Cây sậy là loài cây có sinh khối lớn và khả năng hút KLN tốt, khả năng
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi16
hấp thụ KLN này bị ảnh hưởng bởi điều kiện pH, loại đất và điều kiện cạn úng
khác nhau.
Trước thực trạng trên, đề tài: "Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim
loại nặng (As, Pb, Cd, Zn) trong đất của cây sậy (Phragmites australis) và ứng
dụng xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại tỉnh Thái
Nguyên" được thực hiện nhằm cung cấp các cơ sở khoa học để có thể sử dụng
cây sậy để cải tạo đất ô nhiễm kim loại nặng.
2. Mục tiêu
- Nghiên cứu, đánh giá sự phân bố, sinh trưởng và khả năng hấp thụ kim
loại nặng của cây sậy trên những vùng đất sau khai khoáng khác nhau.
- Xác định khả năng tích lũy một số kim loại nặng của cây sậy dưới ảnh
hưởng của các yếu tố môi trường (pH) và hàm lượng kim loại nặng trong môi
trường đất.
- Nghiên cứu biện pháp sử dụng cây sậy để xử lý ô nhiễm môi trường
đất tại vùng đất sau khai thác khoáng sản tỉnh Thái Nguyên.
3. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài
- Khẳng định khả năng chống chịu và khả năng hút thu kim loại nặng của
cây sậy, làm cơ sở lý luận cho những nghiên cứu tiếp theo.
- Thành công của đề tài sẽ góp phần giải quyết tình trạng ô nhiễm môi
trường đất, nước tại huyện Đại Từ, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên.
- Kết quả nghiên cứu của đề tài có thể được áp dụng vào thực tế để xử lý
những vùng đất bị ô nhiễm kim loại nặng, đặc biệt những vùng đất bị ô nhiễm
do khai thác khoáng sản.17
4. Những đóng góp mới của đề tài
- Xác định được khả năng hấp thụ KLN của cây sậy dưới tác động của
một số yếu tố môi trường: pH và nồng độ các KLN trong đất tại Việt Nam.
- Ứng dụng thành công việc sử dụng cây sậy bản địa để xử lý KLN
trong đất sau khai thác khoáng sản ở ngoài hiện trường tại Thái Nguyên.
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi18
CHƢƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng
Thuật ngữ “Kim loại nặng” được từ điển hóa học định nghĩa là các
kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5. Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “kim
loại nặng” chủ yếu dùng để chỉ các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề
môi trường bao gồm: Cu, Zn, Pb, Hg, Ni, Mn, Cr, Fe, Mn, Ti, Fe, Ag, Sn
(Rainbow, 1985, Hopkin, 1989; Bryan & Langston, 1992). Ngoài ra, các phi
kim như As và Se cũng được xem là các KLN [44].
Các nguyên tố này thường ở dạng vết trong môi trường đất tự nhiên. Các
kim loại nặng phổ biến nhất là: Cd, Cr, Cu, Zn, Pb, Hg. Trong đó Cu và Zn là
các nguyên tố vi lượng có vai trò quan trọng đối với quá trình trao đổi chất
trong tế bào và là thành phần, cấu trúc của các protein và enzym. Tuy nhiên
các nguyên tố vi lượng nói riêng và các KLN nói chung ở hàm lượng cao là
yếu tố cực kì độc hại đối với quá trình trao đổi chất của tế bào. Vì vậy ô nhiễm
đất bởi tác nhân KLN có thể dẫn đến mất cân bằng của các loài động, thực vật
bậc cao, đặc biệt trong môi trường đất bị ô nhiễm KLN với hàm lượng cao,
thực vật phát triển kém, độ che phủ bề mặt thấp, hậu quả là các KLN sẽ xâm
nhập vào nguồn nước mặt và nước ngầm [96].
Trong những năm gần đây, ô nhiễm KLN trong đất đã thu hút sự quan
tâm của các nhà khoa học vì tính chất bền vững của chúng. Độc tính của kim
loại đối với sinh vật liên quan đến cơ chế oxy hóa và độc tính gen [55]. Sự
tích tụ các chất độc hại, các KLN trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các
nguyên tố có hại trong cây trồng, vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới
sức khoẻ con người, làm thay đổi cấu trúc tế bào, gây ra nhiều bệnh di truyền,
bệnh về máu, bệnh ung thư... [21]. Tác hại của KLN đối với động vật và con
người là làm tổn hại hay giảm chức năng của hệ thần kinh trung ương, giảm
năng lượng sinh học, tổn hại đến cấu trúc của máu, phổi, thận, gan và các cơ
quan khác. Tiếp xúc với KLN trong thời gian dài có thể ảnh hưởng mãn tính19
đến thể chất, cơ và quá trình thoái hóa hệ thần kinh dẫn đến biểu hiện các
bệnh Parkinson, bệnh teo cơ, bệnh đa xơ cứng, ung thư…Hơn nữa KLN còn
làm tăng các tương tác dị ứng và gây nên đột biến gen, cạnh tranh với các kim
loại cần thiết khác trong cơ thể ở các vị trí liên kết sinh hóa và phản ứng như
các kháng sinh giới hạn rộng chống lại cả vi khuẩn có lợi và có hại. Độc tính
KLN trong chuỗi thức ăn là một trong những vấn đề bức xúc về môi trường và
sức khỏe cộng đồng trong xã hội công nghiệp ngày nay [149].
1.1.2. Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất
1.1.2.1. Nguồn gốc tự nhiên
Trong các khoáng vật hình thành nên đất thường chứa một hàm lượng
nhất định kim loại nặng, trong điều kiện bình thường một số KLN là những
nguyên tố vi lượng không thể thiếu cho cây trồng và sinh vật đất. Tuy
nhiên, trong một số điều kiện đặc biệt chúng vượt một giới hạn nhất định và
trở thành chất ô nhiễm.
Bảng 1.1: Thành phần kim loại vết trong một số khoáng vật điển hình
Trạng thái
phong hoá Khoáng vật Hiện diện Thành phần kim loại
Dễ bị phong
hoá
Olivine Đá macma Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Anorthite Mn, Cu, Sr
Augite Đá siêu bazơ và bazơ
núi lửa
Mn, Co, Ni, Cu, Zn,
Pb
Hornblende Phân bố rộng trong đá
macma và biến chất Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Albite Đá nham thạch Cu
Biotit Mn, Co, Ni, Cu, Zn
Orthoclase Đá macma axít Cu, Sr
Muscovite Granite, phiến thạch,
thuỷ tinh Cu, Sr
Khả năng ổn
định khoáng
tăng
Magnetite Đá mácma và biến chất Cr, Co, Ni, Zn
Nguồn: Trích theo Lê Đức, Trần Khắc Hiệp 2006[11] .
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi20
1.1.2.2. Nguồn gốc nhân tạo
Đây là nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường đất trên phạm vi toàn thế
giới cũng như ở Việt Nam.
+ Ô nhiễm do chất thải công nghiệp
Các hoạt động công nghiệp rất phong phú và đa dạng, chúng có thể là
nguồn gây ô nhiễm đất một cách trực tiếp hay gián tiếp. Quá trình phát triển
công nghiệp và đô thị cũng ảnh hưởng đến tính chất lý và hóa học đất.
Những tác động về vật lý đất như: gây xói mòn, nén chặt và phá hủy cấu
trúc đất do kết quả của các hoạt động xây dựng, sản xuất khai thác mỏ.
Những tác động về hóa học như: các chất thải rắn, lỏng và khí tác động đến
đất.
+ Ô nhiễm đất do chất thải nông nghiệp
Sử dụng phân bón và thuốc BVTV có hai mặt của một vấn đề : tích
cực và tiêu cực. Tích cực là góp phần nâng cao năng suất và sản lượng nông
sản; tiêu cực là gây ô nhiễm môi trường. Trong phân bón và thuốc bảo vệ thực
vật (BVTV) thường có sẵn kim loại nặng và chất khó phân hủy, khi tích lũy
đến một giới hạn nhất định, chúng sẽ thành chất ô nhiễm.
1.1.3. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất
Trong đất, các kim loại độc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác
nhau, liên kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hay tạo thành các chất phức
hợp (chelat). Khả năng dễ tiêu của chúng đối với thực vật phụ thuộc vào
nhiều yếu tố như: pH, dung tích trao đổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn
nhau vào các kim loại khác. Ở đất có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên
các phức hệ hấp phụ. Nhìn chung, KLN có khả năng linh động lớn ở đất
chua (pH < 5,5).21
Bảng 1.2: Khả năng linh động của một số nguyên tố KLN trong đất
Khả năng linh
động
Điều kiện
Oxy hóa Axit Trung tính
– kiềm
Khử
Rất cao - - Se -
Cao Se Se, Hg - -
Trung bình Hg, As, Cd As, Cd As, Cd -
Thấp Pb, As, Sb,
Ti
Pb, Bi, Sb, Ti Pb, Bi, Sb,
Ti
-
Rất thấp Te Te Hg, Te Te, Se, Hg
Không linh động - - - Cd, Pb, Bi,
Nguồn: Diels L. và nnk, 1999 [ Ti 64].
1.1.3.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố asen (As) trong đất
As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như asenat (As5+)
trong điều kiện oxy hóa. Chúng bị hấp thụ mạnh bởi các khoáng sét, sắt,
mangan oxyt hay hydroxyt và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As tạo
nhiều hợp chất ở dạng As5+ với sắt và nhôm (AlAsO4, FeAsO4), trong khi ở các
đất kiềm và đất cacbonat lại có nhiều ở dạng Ca3(AsO4)2. Khi bón vôi cho đất
cũng làm tăng khả năng linh động của As do chuyển từ Fe, Al – asenat sang
dạng Ca – asenat linh động hơn [56].
Asen kết hợp với Ca, Al, Fe tạo thành những hợp chất không tan như
Ca3(AsO4)2, AlAsO4, FeAsO4. Tích số hòa tan của chất đầu là 6,8.10-19, của
hai chất sau là 5,7.10-21, do đó chất đầu độc hại hơn hai chất sau. Bởi vậy, nếu
ta bón các muối sunphat sắt nhôm (phèn chua) vào đất bị ô nhiễm As thì As
có thể được giải độc dần dần do nguyên nhân nói trên [13].
Trong nước tự nhiên, As tồn tại chủ yếu ở 2 dạng hợp chất vô cơ là
asenat (As+5), asenit (As+3). As+5 là dạng tồn tại chủ yếu của As trong nước bề
mặt và As+3 là dạng chủ yếu của As trong nước ngầm. Trong môi trường
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi22
trung tính, As+5 tồn tại chủ yếu ở dạng H2AsO4- và HAsO42-, còn As+3 tồn tại
chủ yếu ở dạng axit không phân ly H3AsO3 [13].
Trong đất As thường tồn tại ở dạng hấp phụ, tạo hợp chất với Al, Fe, Ca
và hợp chất hữu cơ. Nguồn As trong đất có thể là từ các sản phẩm phong hóa
đá và khoáng vật chứa As, chất thải khí từ các nhà máy dùng than, chất thải
rắn, lỏng dùng thuốc bảo vệ thực vật, v.v… Chẳng hạn, trung bình hàng năm ở
Canada người ta phun thuốc diệt côn trùng vào vườn cây ăn quả đã đưa vào đất
đến 2,7 kg As/ha. Trên 94% As trong đất tồn tại ở pha rắn, còn lại chỉ có
khoảng 6% tổng As tồn tại trong dung dịch đất (có thể là dạng natri asenit) dễ
dàng di chuyển và ra khỏi đất. Khi tồn tại ở dạng linh động, As đặc biệt nguy
hiểm cho sinh vật và con người. Sự biến đổi điều kiện oxy hóa - khử trong đất
làm cho As di chuyển và phân bố lại trong đất và thông qua đó làm thay đổi
hàm lượng As đi vào sinh vật và con người [17].
Khoáng vật quan trọng nhất của As trong tự nhiên là arsenopyrit
(FeAsS), nó thường có mặt trong thành phần của nhiều loại quặng sunfua.
Trong điều kiện oxy hóa, asenopyrit bị oxy hóa theo phản ứng sau:
2FeAsS + 2O2 + 6 H2O = 2 (FeAsO4.2H2O) + 2H2SO4
Ngoài ra Fe2(SO4)3 cũng đóng vai trò chất oxy hóa và phản ứng cũng xảy
ra hoàn toàn tương tự:
FeAsS + Fe2(SO4)3 + 4H2O + 3O2 = FeAsO4.2H2O + FeSO4 + 2H2SO4
Như vậy, trong quá trình oxy hóa, asenopyrit được thay thế bằng
scorodit là một khoáng vật bền vững trong điều kiện đới oxy hóa. Tuy nhiên,
dưới tác dụng của nước mặt dù rất chậm, xảy ra quá trình thủy phân theo phản
ứng sau:
FeAsO4.2H2O + H2O = Fe(OH)3 + H3AsO4
Trong trường hợp các đá vây quanh không chứa các nguyên tố có thể
liên kết với As thành các liên kết bền vững, As sẽ dần dần được phân tán theo23
nước. Trong trường hợp, chẳng hạn cùng với asenopyrit và pyrit còn có mặt
các khoáng vật của Pb, H3AsO4 tạo thành sẽ tác dụng với serusit (PbCO3) tạo
thành arsenat Pb khá bền vững kiểu như mimetesit (Pb5(AsO4)3Cl).
Nói chung, trong điều kiện các đới oxy hóa phần lớn As được giữ lại,
hàm lượng As trong dòng tiêu hóa mỏ thường thấp [33].
Các dạng As dễ tiêu sinh học
Hàm lượng As tìm thấy trong dạ dày của động vật thí nghiệm là dạng dễ
tiêu sinh học tiềm năng, là dạng trung gian giữa dạng As hấp thụ bề mặt (được
chiết rút bằng photphat hay axetat) và dạng không hấp thụ bề mặt với oxit Fe,
Mn (chiết rút bằng dung dịch hydroxilamine hydroclorit hay amoni oxalat).
Nhiều tài liệu đã công bố có thể chiết dạng As dễ tiêu sinh học bằng
CH3COONa [37], [52], [139].
Cục bảo vệ môi trường của Mỹ [ [131] trong dự án xây dựng tiêu chuẩn
hàm lượng As phục vụ sức khỏe cộng đồng đã đưa ra phương pháp chiết rút
hàm lượng As tổng số và căn cứ vào đó để đưa ra ngưỡng chuẩn. Tuy vậy, chỉ
số này chưa thực sự phản ánh được nguy cơ tiềm ẩn của As đối với sức khỏe
con người. Nhiều chất chiết rút hóa học dùng để xác định photphat đã được
dùng để xác định As trong đất.
1.1.3.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố cadimi (Cd) trong đất
Cd tồn tại ở dạng các hợp chất rắn như CdO, CdCO3, Cd(PO4)2 trong
các điều kiện oxy hóa. Trong các điều kiện khử (Eh ≤ - 0,2 V), Cd tồn tại
nhiều ở dạng CdS. Độ chua của đất có ảnh hưởng rất lớn đối với khả năng
linh động của Cd trong đất. 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
chúng liên kết làm giảm khả năng linh động của Cd. Trong các đất trung tính
hay kiềm do bón vôi, Cd bị kết tủa dưới dạng CdCO3 [27].
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi24
Khả năng hấp phụ Cd của các chất trong đất giảm dần theo thứ tự:
hydroxyt, oxyt sắt nhôm, halloysit > allophane > kaolinit, axit humic >
montmorillonit. 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 vòng 1 giờ. Thông
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%. Phần liên kết với các
hợp khác là 20%.
Trong đất ô nhiễm KLN, hàm lượng Cd có quan hệ thuận với hàm
lượng Zn, nếu Zn nhiều thì Cd cũng nhiều. Ở các vùng lân cận nhà máy luyện
kẽm, ở tầng đất mặt có thể chứa 1700 mg/kg Cd. Cd trong đất có thể ở
dạng hòa tan trong nước (ion và phức chất hữu cơ chiếm tỷ lệ nhỏ chất)
[13] hay dạng không tan trong nước (dạng hấp thụ, dạng kết tủa và dạng
phức khó tan). Hai dạng này có thể chuyển hóa lẫn nhau tùy điều kiện môi
trường. Cd gây độc cho cây chủ yếu khi ở dạng hòa tan trong nước [28].
Ion Cd có thể hình thành hợp chất không tan, thường hydrat hóa với
cacbonat, asenat, photphat hay ion oxalat. Ô nhiễm Cd trong đất ngoài nguồn
gốc từ đá mẹ còn do nhiều tác nhân khác như: bùn thải (chủ yếu do hoạt động
công nghiệp), phân bón, lắng đọng, khí quyển và chất thải phóng xạ [35].
1.1.3.3. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất
Chì là nguyên tố KLN có khả năng linh động kém, có thời gian bán hủy trong
đất từ 800 đến 6000 năm [13]. Dạng tồn tại của Pb trong đất chủ yếu là các
muối dễ tan (clorua, bromua), hợp chất hữu cơ hấp phụ trên keo sét, axit
humic và các hợp chất khó tan (cacbonat, hydroxyt…). Dạng tồn tại của Pb
trong đất phụ thuộc chủ yếu vào thành phần cơ học, hàm lượng hợp chất hữu
cơ, pH, v.v… Điều kiện khí hậu hình thành đất ảnh hưởng rất lớn tới dạng tồn
tại của chì. Trong đất vùng khô, Pb tồn tại ở dạng ion hấp phụ, cacbonat hữu
cơ, sunfua. Trong đất vùng nhiệt đới Pb ở dạng hydroxyt chiếm ưu thế [12].25
Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hóa thành
PbSO4 do quá trình phong hóa. Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ tham gia vào
nhiều quá trình khác nhau trong đất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét, chất
hữu cơ hay oxyt kim loại. hay bị cố định trở lại dưới dạng các hợp chất
Pb(OH)2, PbCO3, Pbs, PbO, Pb3(PO4)2, Pb5(PO4)3OH. Chì bị hấp phụ trao đổi
chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong đất. Các chất hữu cơ có vai
trò lớn trong đất do hình thành các phức hệ với chì. Đồng thời chúng cũng làm
tăng tính linh động của Pb khi các chất hữu cơ này có tính linh động cao [13].
Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất
bay hơi như (CH3)4Pb. Trong đất chì có tính độc cao, nó hạn chế hoạt động
của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất
hữu cơ. Pb2+ trong đất có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ
có nguồn gốc hữu cơ hay khoáng sét. Khả năng hấp phụ chì tăng dần theo
thứ tự sau: montmorillonit < axit humic < kaolinit < allophane < oxyt sắt. Khả
năng hấp phụ chì tăng dần đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2 [13].
1.1.3.4. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố kẽm (Zn) trong đất
Hàm lượng kẽm trung bình trong đất và đá thông thường gia tăng theo
thứ tự: cát (10-30 mg.kg
-1
), đá granic (50 mg.kg
-1
), sét (95 mg.kg
-1
) và bazan
(100 mg.kg
-1
) (Adriano, 1986 trích theo WHO, 2001). Theo Murray (1994)
hàm lượng kẽm tự nhiên trong đất 17-125 mg/kg. Cháy rừng giải phóng một
lượng lớn kẽm vào không khí. Khoảng 7600 tấn kẽm mỗi năm ở mức độ toàn
cầu phóng thích vào không khí do cháy rừng. Sự phong hoá địa chất là một
trong những nguyên nhân giải phóng kẽm vào môi trường.
Zn có trong thành phần khoáng như biotit, amphibol, phyroxen. Phong
hóa khoáng và đá chuyển Zn thành hợp chất hòa tan và hấp thụ ở dạng Zn2+ .
Hàm lượng Zn trung bình trong đất cũng như đá khoảng 0,005%. Trong đất
có phản ứng axit thì tính linh động của Zn2+ tăng và độ dễ tiêu cũng tăng [13].
Ket-noi.com kho tai lieu mien phi Ket-noi.com kho tai lieu mien phi26
Khoáng vật nguyên sinh quan trọng nhất của Zn là sphalerit (ZnS).
Trong đới oxy hóa, sphalerit bị oxy hóa do oxy hay các chất oxy hóa khác
chẳng hạn như Fe2(SO4)3 theo các phương trình phản ứng sau:
ZnS + 2O2 = ZnSO4
ZnS + Fe2(SO4)3 + 3 O2 + 2H2SO4 = 2 ZnSO4 + 2 H2SO4
Tương tự như đối với một số sunfua khác.
Kẽm là một trong những nguyên tố linh động chất trong đới oxy hóa,
khác hẳn với nguyên tố luôn đồng hành với nó là Pb. Trong khi Pb có xu thế
tích tụ trong đới oxy hóa thì Zn lại có xu thế phân tán. Khả năng phân tán của
Zn thậm chí còn hơn cả Cu. Độ hòa tan của ZnSO4 đạt tới 531,2 g/l cao hơn
hẳn CuSO4 (172 g/l), hơn nữa ZnSO4 rất bền vững. Trong điều kiện các đá
vây quanh là carbonat, ZnSO4 tác dụng với cacbonat, chẳng hạn canxit
(CaCO3) tạo thành cacbonat kẽm (ZnCO3) khoáng vật smisonit. Đây là
khoáng vật có độ hòa tan trong nước rất thấp (0,04 g/l ở nhiệt độ 18oC). Trong
điều kiện các đá vậy quanh không phải là cacbonat Zn có xu thế phân tán và
dễ dàng đi vào dòng tiêu thoát, đôi khi với hàm lượng đáng kể [33].
1.1.4. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản
Nguồn gây ô nhiễm: Dung dịch axit sinh ra trong quá trình oxy hóa
sunfua có thể hòa tan các kim loại và chất độc hại khác từ đó chúng phát tán
vào môi trường, gây ô nhiễm môi trường. Trong bãi thải, nước lỗ hổng tương
tác với các vật chất rắn của bãi thải là một dung dịch axit, kết quả của quá
trình oxy hóa sunfua là một dung môi mạnh. Khi tạo thành các dòng axit tiêu
hóa thoát từ bãi thải chúng thường là các dung dịch có hàm lượng cao (thậm
chí bão hòa) các kim loại nặng và các ion hòa tan. Khi dung dịch bị trung hòa,
xảy ra sự lắng đọng nhiều hợp chất thứ sinh của Fe, Cu, Zn, Pb và các nguyên
tố khác. Các hợp chất này lại là những hợp chất tương đối dễ tan khi thay đổi
các điều kiện Eh – pH. Tính linh động cao của các nguyên tố là điều kiện để
xuất hiện hàm lượng kim loại cao trong nước mặt. Thành phần kim loại nặng27
và các chất độc hại của dòng thải axit phụ thuộc vào thành phần ban đầu của
vật chất bãi thải và đặc điểm của các quá trình biến đổi biểu sinh [33].
Quá trình khai khoáng gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức
độ nghiêm trọng nhất và là một thực tế đáng báo động. Các dạng ô nhiễm môi
trường tại những mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước
mặt, nước ngầm [8]. Các tác nhân gây ô nhiễm là axit, KLN, xianua, các loại
khí độc, v.v… Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều
nơi do ô nhiễm KLN có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se,
Hg, Cd … cần sớm có giải pháp xử lý. Nhiều KLN rất độc đối với con
người và môi trường cho dù ở hàm lượng rất thấp.
Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng đều gây nên ô
nhiễm kim loại vào đất, nước, không khí và cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim
loại không chỉ xảy ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể
từ khi mỏ ngừng hoạt động. Theo Lim H. S. và cộng sự (2004), tại mỏ vàng –
bạc Soncheon đã bỏ hoang ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn
còn bị ô nhiễm một số kim loại ở mức cao [97].
Hình 3.30: Hàm lƣợng Zn tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy
Qua bảng 3.25, bảng 3.26 và hình 3.30 ta thấy hàm lượng Zn trong đất
nghiên cứu ban đầu có sự chênh lệch khá lớn dao động trong khoảng từ 218,83
mg/kg đến 2315,2 mg/kg. Trong đó mẫu đất ở CT3TC có hàm lượng Zn ban
đầu cao nhất (2315,2 mg/kg), vượt QCVN 11,58 lần; mẫu đất ở CT2HT có hàm
lượng Cd ban đầu thấp nhất (218,83 mg/kg) vượt QCVN cho phép đối với đất sử
dụng cho mục đích nông nghiệp 1,09 lần.163
* Sau 4 tháng trồng sậy, hàm lượng Zn tích lũy trong 5 vị trí trồng khác
nhau thì hiệu quả hấp thụ Zn trong đất của cây sậy cũng khác nhau được biểu
hiện rõ, cụ thể:
- Tại bãi thải mỏ thiếc Hà Thượng ở CT1HT: hàm lượng Zn ban đầu từ
842,72 mg/kg – vượt 4,21 lần so với QCVN giảm xuống còn 191,42 mg/kg đạt
hiệu xuất 77,29% (nằm trong giới hạn QCVN). Ở CT2 HT: hàm lượng Zn ban
đầu từ 218,83 mg/kg giảm xuống còn 148,43 mg/kg - nằm trong giới hạn cho
phép của QCVN, đạt hiệu xuất 32,17%. Kết quả trên cho thấy môi trường tại hai
vị trí nghiên cứu ở bãi thải mỏ thiếc bị ô nhiễm Zn sau khai thác khoáng sản.
- Tại bãi thải mỏ sắt Trại Cau ở CT1TC: hàm lượng Zn ban đầu từ 1273,8
mg/kg – vượt 6,37 lần so với QCVN giảm xuống còn 769,79 mg/kg đạt hiệu
xuất xử lý 39,57%. Ở CT2TC: hàm lượng Zn ban đầu từ 2201,1 mg/kg – vượt
11 lần so với QCVN giảm xuống còn 1552,17 mg/kg đạt hiệu xuất 29,48% Ở
CT3TC: Hàm lượng Zn ban đầu 2315,2 mg/kg (vượt 11,58 lần so với QCVN) giảm
xuống còn 1587,96 mg/kg đạt hiệu xuất 34,41%.
* Sau 8 tháng thì hiệu quả hấp thụ Zn ở các công thức trồng sậy cũng là
khác nhau:
Ở CT1HT: Zn từ 842,72 mg/kg xuống còn 87,28 mg/kg Hiệu suất xử lý so
với ban đầu đạt 89,64%. CT2HT thì thấp hơn so với CT1HT chỉ đạt hiệu suất
56,24%.
Ở CT1TC, hàm lượng Zn ban đầu từ 1273,8 mg/kg – vượt 6,37 lần so
với QCVN giảm xuống còn 377,99 mg/kg giảm đạt hiệu suất 70,33% .
CT2TC: Hàm lượng Zn ban đầu từ 2201,1 mg/kg – vượt 11 lần so với QCVN
giảm xuống còn 970,42 mg/kg đạt hiệu suất 55,91%. Ở CT3TC: Zn ban đầu là
2315,2 mg/kg xuống còn 1266,9 mg/kg đạt hiệu suất 45,28%.
Như vậy môi trường đất tại bãi thải mỏ sắt Trại Cau nghiên cứu đất bị ô
nhiễm nghiêm trọng và sau khi trồng sậy xử lý đất ô nhiễm KLN đã cải tạo được
đáng kể môi trường đất tại những khu vực nghiên cứu.
Do Drive thay đổi chính sách, nên một số link cũ yêu cầu duyệt download. các bạn chỉ cần làm theo hướng dẫn.
Password giải nén nếu cần: ket-noi.com | Bấm trực tiếp vào Link để tải:
You must be registered for see links
Tags: cơ chế tích lũy kim loại nặng của vi sinh vật, các vi sinh vật tích lũy kim loại nặng để phục hồi đất, phân bố của nguyên tố as trong môi trường đất là gì, đất bị ô nhiễm kim loại nặng đem lại hậu quả gì, nghiên cứu xử lý đất bị nhiễm kim loại nặng, đánh giá khả năng xử lý chì của một số loài cây tại mỏ than