i
LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam ñoan ñây là công trình nghiên cứu của riêng
tôi. Các số liệu, kết quả nêu trong luận án là trung thực.
Những kết luận của luận án chưa công bố trong bất kỳ công
trình nào khác.

Tác giả luận án
Lương Thị Thúy Vân

ii
LỜI CẢM ƠN
* Tôi xin trân trọng cảm ơn tới:
- Ban Giám hiệu, khoa Sau ñại học, khoa Tài nguyên và Môi trường trường
Đại học Nông lâm - Đại học Thái Nguyên ñã giúp ñỡ, tạo ñiều kiện tốt nhất cho
tôi học tập, nghiên cứu và hoàn thành luận án.
- Ban Giám hiệu, Ban chủ nhiệm khoa Sinh - KTNN trường Đại học Sư
phạm - Đại học Thái Nguyên ñã tạo ñiều kiện giúp ñỡ tôi trong quá trình học
tập, nghiên cứu.
* Với lòng biết ơn chân thành, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc tới:
- PGS.TS. Lương Văn Hinh người thầy ñã chỉ ra hướng nghiên cứu, hướng
dẫn tận tình, ñộng viên và giúp ñỡ từng bước ñi của tôi trong quá trình nghiên
cứu và hoàn thành luận án này.
- TS. NCVCC Trần Văn Tựa người thầy ñã trực tiếp hướng dẫn, giúp ñỡ tôi
trong nghiên cứu và hoàn thành luận án này.

Danh mục bảng viii
Danh mục hình viii
MỞ ĐẦU 1
1. Tính cấp thiết của ñề tài 1
2. Mục tiêu nghiên cứu của ñề tài 2
3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 3
3.1. Đối tượng nghiên cứu 3
3.2. Phạm vi nghiên cứu 3
4. Ý nghĩa của ñề tài 3
4.1. Ý nghĩa khoa học của ñề tài 3
4.2. Ý nghĩa thực tiễn của ñề tài 3
5. Những ñóng góp mới của ñề tài 4
Chương 1.
TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 5
1.1. Ô nhiễm ñất do kim loại nặng 5
1.1.1. Khái niệm về kim loại nặng 5
1.1.2. Sự tồn tại, chuyển hóa của nguyên tố Pb, As ở trong ñất và
trong cây 5
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt ñộng khai thác
khoáng sản 10
1.1.4. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng 12
1.2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý ñất ô nhiễm kim loại nặng 15
1.2.1. Khái niệm chung 15

iv
1.2.2. Cơ sở khoa học của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim
loại nặng trong ñất 16
1.2.3. Tiêu chuẩn loài thực vật sử dụng ñể xử lý kim loại nặng
trong ñất 19
1.2.4. Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm 19

Thái Nguyên 41
3.1.2. Khu vực khai thác quặng Pb - Zn làng Hích, Đồng Hỷ,
Thái Nguyên 43
3.2. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy Pb, As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm do quá trình khai thác khoáng sản 45
3.2.1. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy Pb của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 46
3.2.2. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 54
3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng sinh trưởng
và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 62
3.3.1. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 63
3.3.2. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều cao thân lá và chiều dài
rễ của cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 65
3.3.3. Ảnh hưởng của phân bón ñến sinh khối của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 69
3.3.4. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng tích lũy Pb, As của
cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 73
3.4. Nghiên cứu ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến sinh trưởng, phát
triển và tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver 77
3.4.1. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng ñẻ nhánh của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 77
3.4.2. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều cao thân lá và chiều
dài rễ của cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 79
3.4.3. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến sinh khối của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 82
3.4.4. Ảnh hưởng của mật ñộ ñến khả năng tích lũy Pb, As của
cỏ Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm 87
3.5. Nghiên cứu ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối và

EEA: European Environment Agency (Cục môi trường châu Âu)
FW: Fresh weight (Khối lượng tươi)
HT: Hà Thượng
ICP-MS: Inductively-Coupled Plasma-Mass Spectrometry (Phương pháp
khối phổ plasma cảm ứng)
ppm: past per million (Nồng ñộ phần triệu)
ppb: past per billion (Nồng ñộ phần tỷ)
SAS: Statistical Analysis System (Phần mềm phân tích thống kê)
SKK: Sinh khối khô
TCE: Tricloroetylen
TCVN: Tiêu chuẩn Việt Nam
TKV: Tập ñoàn Than và Khoáng sản Việt Nam
TL: Tân Long
TNHH NN: Trách nhiệm hữu hạn Nhà nước
viii
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Khả năng linh ñộng của một số nguyên tố kim loại nặng
trong ñất 6
Bảng 1.2. Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng 9
Bảng 1.3. Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại ñất ở khu mỏ
hoang Songcheon 11
Bảng 1.4. Hàm lượng kim loại nặng trong chất thải
của một số mỏ
vàng ñiển hình ở Úc 11

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong ñất
ñến sinh khối của
cỏ Vetiver 49
Bảng 3.6. Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 51

ix
Bảng 3.7. Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai ñoạn
sinh trưởng khác nhau 52
Bảng 3.8. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất
ñến ñến khả năng
phân nhánh của cỏ Vetiver 55
Bảng 3.9. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất ñến chiều cao thân
lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver 56
Bảng 3.10. Ảnh hưởng của hàm lượng As trong ñất ñến sự tạo thành
sinh khối của cỏ Vetiver 57
Bảng 3.11. Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver
trong các giai
ñoạn sinh trưởng khác nhau 58
Bảng 3.12. Hàm lượng As trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai ñoạn

sinh trưởng khác nhau 59
Bảng 3.13. Ảnh hưởng của phân bón ñến khả năng phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 63
Bảng 3.14. Ảnh hưởng của phân bón ñến sự phân nhánh của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 64
Bảng 3.15. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 65
Bảng 3.16. Ảnh hưởng của phân bón ñến chiều dài rễ của cỏ Vetiver
trồng trên ñất ô nhiễm Pb 66

Bảng 3.30. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều dài rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 80
Bảng 3.31. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều cao thân lá của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 81
Bảng 3.32. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến chiều dài rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 81
Bảng 3.33. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá
của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 82
Bảng 3.34. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm Pb 84
Bảng 3.35. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 85
Bảng 3.36. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trên ñất ô nhiễm As 86
Bảng 3.37. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng tích lũy Pb của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm 87
Bảng 3.38. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khả năng tích lũy As của
cỏ Vetiver trên ñất ô nhiễm 88
Bảng 3.39. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 89
Bảng 3.40. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến sinh khối của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 90
Bảng 3.41. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến khả năng tích lũy Pb
trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 91
Bảng 3.42. Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch ñến khả năng tích lũy As
trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 91
Bảng 3.43. Tính chất hóa học của ñất ô nhiễm Pb, As trước và sau khi
trồng cỏ Vetiver 92


Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb 84
Hình 3.13. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng thân lá của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 85
Hình 3.14. Ảnh hưởng của mật ñộ trồng ñến khối lượng rễ của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm As 86 1
MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của ñề tài
Thái Nguyên là một tỉnh giàu tài nguyên khoáng sản và có nhiều
ngành công nghiệp khai khoáng, luyện kim. Mặc dù ñem lại nhiều lợi ích
kinh tế nhưng do công nghệ lạc hậu, không có hệ thống xử lý hoặc chỉ xử
lý sơ bộ nên việc khai thác mỏ thường gây nên hiện tượng ô nhiễm môi
trường nghiêm trọng. Hoạt ñộng của các mỏ khai thác than, quặng, phi
quặng và vật liệu xây dựng như tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi
khoáng sản, ñổ thải, thoát nước mỏ,… ñã phá vỡ cân bằng ñiều kiện sinh
thái hình thành từ hàng chục triệu năm. Các chất thải từ các hoạt ñộng khai
thác khoáng sản có chứa kim loại nặng như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu,…
thường ñược thải trực tiếp ra môi trường mà không qua xử lý gây ô nhiễm
nặng nề môi trường ñất và nước.
Sau thời gian hoạt ñộng của các mỏ khai thác và chế biến khoáng
sản, thường phải mất nhiều năm chúng ta mới khắc phục ñược những hậu
quả của nó. Sau khai thác, tầng ñất mặt bị xáo trộn, trơ sỏi ñá, các hiện
tượng trượt lở, bồi lấp và tích tụ các chất rắn khiến cho chất lượng nước
và ñất ở các vùng khai thác khoáng sản bị ảnh hưởng. Một số khu vực ñất
ñá thải còn có tiềm năng hình thành dòng axit mỏ, có khả năng hòa tan
các kim loại nặng ñộc hại là nguồn gây ô nhiễm tiềm tàng ñối với nước
mặt và nước ngầm của khu vực. Quá trình ô nhiễm ñất và nước dẫn ñến
làm giảm năng suất cây trồng, làm nghèo thảm thực vật, suy giảm sự ña

ñiôxin ở A Lưới (Thừa Thiên Huế) (Paul Truong, Trần Tân Văn và cs,
2006) [51]. Với những tính năng vượt trội, cỏ Vetiver còn ñược sử dụng ñể
xử lý ñất ô nhiễm, trong ñó có ñất ô nhiễm kim loại nặng. Một số nghiên
cứu của Võ Văn Minh (2008) và Truong P. N. V. (2006) cũng ñã chứng
minh hiệu quả cải tạo ñất của loài cỏ này [35], [103]. Tuy nhiên, sử dụng
cỏ Vetiver ñể cải tạo ñất bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác
khoáng sản chưa thực sự ñược quan tâm. Vì vậy, ñề tài “Nghiên cứu sử
dụng cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash) ñể cải tạo ñất bị ô
nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên” vừa là một
minh chứng cho khả năng cải tạo ñất của cỏ Vetiver, ñồng thời ñưa ra
những biện pháp kỹ thuật phù hợp với ñiều kiện canh tác ở ñịa phương
nhằm cải tạo, phục hồi diện tích ñất bị thoái hóa và ô nhiễm sau khai thác
khoáng sản nhằm tăng diện tích ñất có chất lượng tốt sử dụng cho sản
xuất nông, lâm nghiệp. Qua ñó giải quyết khó khăn về quỹ ñất, tăng sản
lượng nông nghiệp góp phần cải thiện ñời sống của người nông dân ñặc
biệt là dân nghèo tại những vùng bị ảnh hưởng của hoạt ñộng khai thác
khoáng sản.
2. Mục tiêu nghiên cứu của ñề tài
- Đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường ñất tại
khu vực khai thác thiếc (xã Hà Thượng, Đại Từ) và khu vực khai thác chì -
kẽm (xã Tân Long, Đồng Hỷ) của tỉnh Thái Nguyên.
- Đánh giá khả năng chống chịu và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ
Vetiver trồng trên ñất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As.

3
- Nghiên cứu một số biện pháp nông học nhằm mục ñích nâng cao khả
năng cải tạo ñất ô nhiễm của cỏ Vetiver.
- Đề xuất một số biện pháp kỹ thuật sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo, xử
lý ñất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản.
3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

4
ñược tiến hành trực tiếp trên môi trường ñất bị ô nhiễm Pb, As do nước thải
của mỏ khai thác khoáng sản, vì vậy kết quả nghiên cứu của ñề tài hoàn toàn
có ý nghĩa thực tiễn nên việc lựa chọn biện pháp sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo
ñất bị ô nhiễm kim loại nặng là hoàn toàn khả thi. Thành công của ñề tài sẽ
góp phần giải quyết tình trạng ô nhiễm môi trường ñất của tỉnh Thái Nguyên
và là cơ sở ñể nhân rộng mô hình xử lý này cho những khu vực ñất nông
nghiệp bị ô nhiễm kim loại nặng ñang ngày càng phổ biến ở Việt Nam.
5. Những ñóng góp mới của ñề tài
- Đây là nghiên cứu ñầu tiên về khả năng tích lũy Pb, As và cải tạo ñất
bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản của cỏ Vetiver
ở Việt Nam.
- Kết quả nghiên cứu ñã khẳng ñịnh, cỏ Vetiver có thể sinh trưởng,
phát triển bình thường và tích lũy Pb, As khá cao trong các bộ phận của cỏ
trong môi trường ñất nông nghiệp bị ô nhiễm Pb ở phạm vi từ 1055,13 -
2906,12 mg/kg và ô nhiễm As với hàm lượng từ 248,19 - 1137,17 mg/kg.
Hàm lượng Pb, As ñược tích lũy nhiều trong rễ, chỉ một phần ñược vận
chuyển lên thân lá.
- Xác ñịnh ñược công thức phân bón, mật ñộ trồng và chu kỳ thu
hoạch hợp lý nhằm tạo ñiều kiện thuận lợi cho sự sinh trưởng, phát triển,
tăng cường khả năng hấp thụ và tích luỹ Pb, As của cỏ Vetiver cũng là một
trong những ñiểm mới của ñề tài. Để tăng khả năng hấp thụ và tích lũy Pb,
As trong quá trình sử dụng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô nhiễm kim loại nặng
nên bón phân với tỷ lệ N : P : K là 100 : 80 : 60, 80 : 100 : 60 hoặc 60 : 80 :
100; thu hoạch cỏ 4 lần/năm; mật ñộ trồng 30 x 30 hoặc 30 x 40.
- Đề xuất biện pháp kỹ thuật sử dụng cỏ Vetiver ñể cải tạo, xử lý ñất ô
nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản. 5

1.1.2. Sự tồn tại, chuyển hóa của nguyên tố Pb, As ở trong ñất và trong cây
Trong ñất, các kim loại ñộc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác
nhau, liên kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hoặc tạo thành các chất phức
hợp (chelat). Khả năng dễ tiêu của chúng ñối với thực vật phụ thuộc vào
nhiều yếu tố như: pH, dung tích trao ñổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn

6
nhau vào các kim loại khác. Ở ñất có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên
các phức hệ hấp phụ. Nhìn chung, kim loại nặng có khả năng linh ñộng lớn
ở ñất chua (pH < 5,5) (Alloway B. J., 1995) [58].
Bảng 1.1. Khả năng linh ñộng của một số nguyên tố kim loại nặng
trong ñất
Khả năng
linh ñộng
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 ñộng - - - Cd, Pb, Bi, Ti


4
do quá trình phong hóa. Pb
2+
sau khi ñược giải phóng sẽ tham gia
vào nhiều quá trình khác nhau trong ñất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét,
chất hữu cơ hoặc oxyt kim loại. Hoặc bị cố ñịnh trở lại dưới dạng các hợp
chất Pb(OH)
2
, PbCO
3
, PbS, PbO, Pb
3
(PO
4
)
2
, Pb
5
(PO
4
)
3
OH. Chì bị hấp phụ
trao ñổi chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong ñất. Các chất
hữu cơ có vai trò lớn trong ñất do hình thành các phức hệ với chì. Đồng
thời chúng cũng làm tăng tính linh ñộng của Pb khi các chất hữu cơ này có
tính linh ñộng cao.
Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất
bay hơi như (CH
3


tuy ở nồng ñộ thấp cũng gây ra những ảnh hưởng ñến sự phát triển của cây.
Do những phản ứng của Pb với những nguyên tố khác và với rất nhiều
nhân tố môi trường, vì vậy không dễ dàng ñể xác ñịnh nồng ñộ Pb gây ñộc

8
cho cây. Một số nghiên cứu cho rằng Pb có ảnh hưởng ñộc trong một số
quá trình như quang hợp, sự phân bào, sự hút thu nước, tuy nhiên dấu hiệu
ñộc trong thực vật là không ñặc trưng.
Một vài loài thực vật, kiểu sinh thái giống vi khuẩn, có thể phát triển,
trao ñổi chất có Pb. Ngưỡng chịu ñựng này dường như có quan hệ với ñặc
tính của màng tế bào. Pb có ảnh hưởng ñến tính co dãn và ñàn hồi của
màng tế bào, kết quả làm cứng màng tế bào. Những thực vật nhạy cảm
hoặc giống vi khuẩn hút thu nhiều Pb vào tế bào hơn những thực vật có khả
năng chống chịu với nồng ñộ Pb trong ñất cao. Sự tích luỹ Pb trong màng
tế bào làm suy yếu chức năng của nó. Nói cách khác, những kiểu sinh thái
chống chịu với Pb có thể tích luỹ Pb trong màng tế bào ở những dạng
không hoạt ñộng như Pb-pyrophotphat hoặc Pb-octophotphat.
Sự biến ñộng hàm lượng Pb trong thực vật bị tác ñộng bởi một số nhân
tố môi trường như là quá trình ñịa hoá, ô nhiễm và khả năng di chuyển.
Hàm lượng Pb dễ tiêu tăng ở những vùng không bị ô nhiễm ñược nhiều tác
giả công nhận ở thập kỷ 1970 - 1980, dao ñộng trong khoảng 0,001 - 0,08
mg/kg (trọng lượng tươi) hoặc 0,05 - 3 mg/kg (trọng lượng khô). Hàm lượng
Pb trong hạt ngũ cốc ở rất nhiều quốc gia không có sự khác nhau nhiều và
dao ñộng trong khoảng 0,01 - 2,28 mg/kg (trọng lượng khô). Sự tích luỹ sinh
học cao nhất của Pb chủ yếu qua lá (ñặc biệt là rau xà lách). Những thực vật
phát triển ở khu vực tái chế kim loại sẽ hút thu Pb từ không khí và ñất. Chì
trong không khí là nguồn gây ô nhiễm chính, ở dạng này Pb hấp thụ qua tán
lá do Pb lắng ñọng trên bề mặt lá và bị hấp thụ qua những tế bào lá này
(Alina Kabata - Pendias và cs, 2001; Wu và cs, 1999).

Tuy nhiên acsenit As (III) cũng có tính ñộc hại cao hơn so với dạng
acsenat As (V). Khi bón vôi cho ñất cũng làm tăng khả năng linh ñộng
của As do chuyển từ Fe, Al - acsenat sang dạng Ca-acsenat linh ñộng hơn
(Lê Văn Khoa và cs, 2000) [28].
Gốc arsenic kết hợp với Ca, Al, Fe tạo thành những hợp chất không
tan như Ca
3
(AsO
4
)
2
, AlAsO
4
, FeAsO
4
. Tích số hòa tan của chất ñầu là
6,8.10
-19
, của hai chất sau là 5,7.10
-21
, do ñó chất ñầu ñộc hại hơn hai chất
sau. Bởi vậy, nếu ta bón các muối sunphat sắt nhôm (phèn chua) vào ñất bị
ô nhiễm As thì As có thể ñược giải ñộc dần dần do nguyên nhân nói trên
(Lê Thanh Bồn, 2006) [12].
* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong cây
As có trong hầu hết các loài thực vật, nhưng vai trò sinh học của nó lại
rất ít ñược biết ñến. Nghiên cứu quá trình di chuyển của As trong lá dương
xỉ Pteris vittata L. kết quả cho thấy rằng As có khả năng di chuyển rất linh
ñộng trong các ống xilem và từ xilem tới các tế bào lá. Sự di chuyển của As
tương tự với K, một trong những nguyên tố linh ñộng nhất trong thực vật.

ñối với lúa mạch. Macnicol và Beckett ñưa ra nhận xét là khi hàm lượng As
trong các loài thực vật khác nhau dao ñộng từ 1 - 20 ppm DW thì năng suất
có thể suy giảm hơn 10%. Mặc dù có nhiều nghiên cứu về ảnh hưởng kích
thích của As lên sự hoạt ñộng của vi sinh vật ñất, nhưng As ñược biết ñến
như là một chất ức chế sự trao ñổi chất. Vì vậy, sản lượng rau suy giảm khi
rau ñược trồng trên ñất có hàm lượng As di ñộng cao. As ít ñộc hơn khi
thực vật ñược bổ sung ñầy ñủ photpho (Alina Kabata - Pendias và cs, 2001;
Sheila M. Ross, 1994) [57], [95].
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt ñộng khai thác khoáng sản
Quá trình khai thác khoáng sản gây ô nhiễm và suy thoái môi trường
ñất ở mức ñộ nghiêm trọng là một thực tế ñáng báo ñộng hiện nay. Các
dạng ô nhiễm môi trường tại những mỏ ñã và ñang khai thác rất ña dạng
như ô nhiễm ñất, nước mặt, nước ngầm. Các tác nhân gây ô nhiễm là axit,
kim loại nặng, cyanide, các loại khí ñộc… Hiện tượng suy giảm chất lượng
nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm kim loại nặng có nguồn gốc
công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd… cần phải sớm có giải
pháp xử lý.
Công ñoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng ñều gây nên ô
nhiễm kim loại vào ñất, nước, không khí và cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn
kim loại không chỉ xảy ra khi mỏ ñang hoạt ñộng mà còn tồn tại nhiều năm
sau kể từ khi mỏ ngừng hoạt ñộng. Theo Lim H. S và cộng sự (2004), tại
mỏ vàng - bạc Soncheon ñã bỏ hoang ở Hàn Quốc, ñất và nước nhiều khu
vực ở ñây vẫn còn bị ô nhiễm một số kim loại ở mức cao [75].

11
Bảng 1.3. Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại ñất
ở khu mỏ hoang Songcheon
Đơn vị: ppm
Nguyên
tố

của một số mỏ vàng ñiển hình ở Úc
Kim loại nặng Hàm lượng kim loại nặng tổng số (ppm)
As 1 120
Cr 55
Cu 156
Mg 2 000
Pb 353
St 335
Zn 283
Nguồn: ANZ, 1992 [59]

12
Ở Việt Nam, trong thời gian qua, tình trạng khai thác khoáng sản trái
phép ñã diễn ra tràn lan ở một số ñịa phương (Thái Nguyên, Cao Bằng,
Tuyên Quang…). Các chất thải từ các hoạt ñộng khai thác khoáng sản có
chứa kim loại nặng như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu… ñã làm cho môi trường
ñất bị ô nhiễm nghiêm trọng. Đồng thời một diện tích lớn rừng ñã bị ảnh
hưởng và tác ñộng, làm cho môi trường ñất bị suy thoái [10].
Ngoài ra, nguyên nhân gây ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường ñất
còn do chất thải của các khu công nghiệp, các làng tái chế kim loại, thuốc bảo
vệ thực vật và chất thải ñô thị. Vấn ñề này hiện nay ñang ñược rất nhiều nhà
khoa học Việt Nam quan tâm và ñưa ra hướng giải quyết [2], [3], [7], [48], [49].
1.1.4. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng
1.1.4.1. Tiêu chuẩn ñánh giá mức ñộ ô nhiễm ñất do kim loại nặng của một
số nước trên thế giới
Việc xây dựng ngưỡng ñộc hại ñối với các kim loại nặng rất khó khăn
và tùy thuộc vào mục ñích sử dụng ñất. Tùy theo từng nước mà công việc
kiểm soát ñánh giá ñất ô nhiễm có khác nhau. Ở Hà Lan, chính phủ ñã xây
dựng hệ thống gồm 3 mức: giá trị chấp nhận ñược hay giá trị nền, giá trị
chứng tỏ quá trình nhiễm bẩn ñang xảy ra và giá trị cần thiết phải làm sạch

ấ
t c
ầ
n

làm sạch
Cr

100

250

800

Ni

50

100

500

Cu

50

100

500


300

Hg

0,5

2

10

Pb

50

150

600

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2008 [31]
Nhiều nước còn ñưa ra quy ñịnh giới hạn kim loại nặng ñối với ñất
dùng cho mục ñích nông nghiệp. Mục tiêu của giới hạn này là bảo vệ tính
năng sản xuất của ñất, môi trường và sức khỏe con người.

13
Bảng 1.6. Hàm lượng tối ña cho phép của các kim loại nặng ñược xem
là ñộc ñối với thực vật trong ñất nông nghiệp
Đơn vị: ppm
Nguyên t
ố


Zn

300

400

300

250

150 (300)

300 (600)

Pb

100

200

100

400

50 (100)

500 (1000)

Cd


nhiễm ñối với mỗi nhóm ñất và phương thức sử dụng ñất. Ví dụ ở Ba Lan
ñưa ra 6 mức ô nhiễm ñối với 3 nhóm ñất khác nhau.
Bảng 1.7. Đánh giá ô nhiễm ñất mặt bởi các kim loại nặng ở Ba Lan
Đơn vị tính: ppm
Nguyê
n
tố
Nhóm
ñất
Lo
ạ
i ô nhi
ễ
m

0

I

II

III

IV

V

Cu
A


70

100

150

750

> 750

Zn
A

50

100

300

700

3000

> 3000

B

70

200

100

500

2500

> 2
500

B

50

100

250

1000

5000

> 5000

C

70

200

500

5

10

> 10

C

1,0

3,0

5

10

20

> 20

Nguồn: Trích theo Lê Đức, Trần Khắc Hiệp (2006) [23]
Chú thích:
A - nhẹ và trung bình, pH < 5,5;
B - trung bình và nặng, pH < 5,5;
C - nặng và giàu chất hữu cơ, pH = 5,5 - 6,5

14
Mức ñộ ô nhiễm:
0 - Không ô nhiễm;
I - Ô nhiễm nhẹ;