2.4. Nghiên cứu kim loại nặng trên thế giói
2.4.1. Kim loại nặng trong đất, nước, không khí
Theo FAO (1995) đất đai có 9 chức năng: Chức năng sản xuất, chức năng môi tr−ờng sống, chức năng điều tiết khí hậu, chức năng thuỷ văn, chức năng dự trữ, chức năng kiểm soát chất thải ô nhiễm, chức năng làm không gian sống, chức năng lưu trữ hay kế thừa, chức năng liên thông không gian [55]. Trong quá trình phát triển con người đã vận dụng triệt để chức năng sản xuất và làm môi trường sống của đất đến mức hạn chế thậm chí đi đến cản trở các chức năng khác của đất đai. Trong quá trình sống con người đã thải vào không gian, và nguồn nước các chất độc hại cuối cùng là đi vào đất vào đất.
Khi các chất độc hại đi vào dây chuyền thực phẩm lại gây độc hại cho vật nuôi và con người, đất mất chức năng sản xuất và làm môi trường sống.
Việc gìn giữ các chức năng của đất nhất là chức năng kiểm soát chất thải và ô nhiễm đất chính là đảm bảo cho cây trồng rồi vật nuôi, con người không bị độc hại.
Đất hình thành từ đá do quá trình phong hoá. Vì vậy đá mẹ là nguồn cung cấp đầu tiên các nguyên tố khoáng và có vai trò quan trọng trong việc quyết định nồng độ KLN trong đất. Trong những điều kiện nhất định, phụ thuộc vào nguồn gốc đá mẹ khác nhau mà đất đ−ợc hình thành có chứa hàm l−ợng các KLN khác nhau.
Bảng 2.2: Hàm l−ợng Cd, Pb trong một số loại đá (ppm)
Đá Magma Cd Pb
Đá siêu Bazơ Dunites, Peridotites, Pyroxenites
0,03 – 0,05 0,1 -1,0
Đá Bazơ Basalts, Gabbro 0,13 – 0,22 3 -8
Đá trung gian Diorites, Syenites 0,13 12 - 15
Đá axit (núi lửa) Ryonites, Trachytes, Dacites
0,09 – 0,20 15 -24
Đá axit Granit, Gness 0,05 – 0,20 10 -20
Đá trầm tích
TrÇm tÝch sÐt 0,30 20 - 40
Diệp thạch 0,22 – 0,30 18 - 25
Đá cát 0,05 5 - 10
Đá vôi, đá đôlômit 0,035 3 - 10
Nguồn: Alina Kabata – Pendias và Henryk Pendias 1992 [55].
Hàm l−ợng Cd trong đá magma, đá trầm tích dao động trong khoảng 0,03 - 0,3 ppm. Trầm tích sét và diệp thạch có hàm l−ợng Cd cao nhất.
Hàm l−ợng Pb giàu nhất trong đá trầm tích sét, trong khi đó đá magma siêu bazơ, đá magma bazơ và trầm tích cacbonat hàm l−ợng Pb thấp hơn.
Theo Lindsay, khi nghiên cứu hàm l−ợng Pb trong các mẫu chất và đất thấy rằng l−ợng Pb trung bình có trong các đá khoảng 16 mg/kg, trong đất Pb dao động 2 – 3 mg/kg đến 200 mg/kg đất [79].
Hàm l−ợng Cd trung bình trong các loại đất biến động trong khoảng 0,06 - 1,1 ppm và dường như không có mối liên quan với các loại đất, mặc dầu hàm l−ợng trung bình cao nhất tìm thấy ở đất Hitosols (0.78ppm) và thấp nhất trong đất Podzols (0,37 ppm). Yếu tố chính quyết định hàm l−ợng Cd trong
đất là thành phần của đá mẹ, chất hữu cơ, tỷ lệ sét và các sesquioxit.
Hàm l−ợng Cd trong lớp đất mặt trung bình phổ biến ở mức 0,53 ppm.
Trong quá trình sản xuất con người đã tác động làm tăng đáng kể hàm lượng Cd trong đất. Trong quá trình phong hoá Cd sẵn sàng đi vào trong dung dịch
đất dưới dạng Cd++ hoặc các ion phức như CdCl+, CdOH+, CdOH+, CdHCO3+, CdCl3-, CdCl42,-Cd(OH)3-, và Cd(OH)42- ....Tuy nhiên Cd trong môi tr−ờng tự nhiên phổ biến là hợp chất Cd2+ và yếu tố quan trọng quyết định độ linh động của ion Cd là pH và thế oxy hoá khử. Cd tồn tại ở các dạng hợp chất rắn nh−
CdO, CdCO3, Cd3(PO4) 2 trong các điều kiện oxy hoá và trong các điều kiện khử Cd tồn tại nhiều ở dạng CdS [55].
Độ chua của đất có ảnh hưởng lớn đến khả năng linh động của Cd trong đất. Trong đất chua có nhiều Fe, Al, Mn, chất hữu cơ thì Cd lại bị liên kết làm giảm tính linh động. Trong đất trung tính hoặc kiềm do bón vôi, Cd bị kết tủa dưới dạng CdCO3. Đất axit Cd trở lên linh động nhất trong khoảng pH là 4,5 -5,5. Ngược lại trong môi trường đất kiềm Cd ít linh động hơn [71].
Cd có ái lực lớn đối với Zn và các nhóm photphát, đặc biệt là can xi – photphát [11].
Nồng độ Cd trong dung dịch đất tương đối thấp, nằm trong khoảng 0,2 - 0,6 àg/ lit. Khi Cd hoà tan đạt đến 300 - 400 àg / lit là đất bị ô nhiễmCd.
Trong khoảng pH từ 4 - 4,5 cứ pH giảm 0,2 đơn vị khả năng hoà tan Cd của
đất tăng xấp xỉ 3 - 5 lần [56].
Trong đất Cd liên kết mạnh với kẽm và chì về mặt địa hoá, nên đất nào có tỷ lệ Cd cao thì hàm l−ợng kẽm và chì cũng cao và ng−ợc lại.
Hàm l−ợng Cd trong lớp đất mặt ở những vùng phụ cận mỏ chì và kẽm cũng như ở những nơi có hoạt động của các nhà máy luyện kim thường rất cao ví dụ ở Mỹ khu luyện kim loại hàm l−ợng Cd trong lớp đất mặt biến động trong khoảng 26 - 1500 ppm. ở Anh hàm l−ợng Cd vùng phụ cận mỏ than đá
hàm l−ợng Cd dao động trong khoảng 0,6 – 468 ppm [59 ].
Hàm l−ợng Cd trong đất tự nhiên ở úc dao dộng trong khoảng 0,1 – 0,5 mg/kg. Khoảng 0,1–0,7 kg Cd/ ha trong 10 cm lớp đất mặt [100].
Nhìn chung, Cd nằm ở lớp đất mặt và ít di chuyển xuống phía dưới.
Vùng đất có hàm l−ợng Cd nhỏ hơn 1mg/kg đất đ−ợc coi là không ô nhiễm do Cd [25 ].
Nguồn ô nhiễm Cd của đất còn từ nước thải và phân bón. Mức cho phép hàm l−ợng Cd là 22 kg/ha do n−ớc thải và phân bón đem lại phụ thuộc vào loại đất và hệ số hấp phụ. Đất có chứa nhiều Cd sẽ gây ô nhiễm Cd cho cây trồng đã đ−ợc nhiều tác giả nghiên cứu. Biện pháp chống ô nhiễm Cd trong
đất bằng cách tăng pH đất và CEC, cách tốt nhất đạt kết quả tin cậy để giảm Cd dễ tiêu trong đất là đào bỏ lớp đất ô nhiễm Cd ở độ sâu 30 cm đến lớp đất không bị ô nhiễm Cd. Hàm l−ợng cho phép tối đa của Cd trong đất phụ thuộc chặt chẽ vào pH đất [76].
Pb là nguyên tố có khả năng linh động kém. Trong tự nhiên chì tồn tại nhiều ở dạng PbS và bị chuyển thành Pb SO4 do quá trình phong hoá. Pb 2+ sau khi đ−ợc giải phóng sẽ tham gia vào nhiều quá trình khác nhau trong đất nh−
bị hấp thu bởi các khoáng sét, các chất hữu cơ, hoặc các ôxít kim loại hoặc bị cố định lại d−ói dạng của hợp chất nh− Pb(OH)2, PbCO3, PbS, PbO. Chì hấp phụ trao đổi chỉ chiếm tỉ lệ nhỏ (25%) hàm l−ợng chì có trong đất. Các hợp chất hữu cơ có vai trò to lớn trong việc tích lũy chì trong đất và hình thành phức hệ với chì. Mặt khác nó cũng làm tăng tính linh động của chì khi các hợp chất hữu cơ này có tính linh động cao [18].
Trong tự nhiên chì đem đến do đá mẹ. Tuy nhiên thật khó tách bạch đâu là ô nhiễm chì trong đất mặt do thừa hưởng từ đá mẹ hay do tác động của con ng−òi. Hàm l−ợng chì trong đất lớn hơn 100 ppm đã đ−ợc báo cáo ở Đan Mạch, Nhật, Anh, và phản ánh thực tế tác động của môi trường. Davies đưa ra
giới hạn cho phép tối đa của Pb trong đất là 70 ppm [61].
Bón vôi có thể làm giảm nhiều độ hoà tan của chì, ở pH cao chì có thể kết tủa d−ói dạng hydroxit, phosphate, carbonate và có khuynh h−ớng tạo thành phức hữu cơ khá ổn định. Tăng độ axit có thể làm tăng khả năng hoà tan của Pb trong đất. Nhưng việc huy động chì do độ chua hoá thường thấp hơn việc tích luỹ chì trong lớp đất giàu chất hữu cơ. Cho nên dù chì thường chỉ tập trung ở lớp đất mặt và ở đất ô nhiễm chì thì chất hữu cơ đ−ợc xem nh− là bể trữ chì trong đất [67 ].
Về mặt địa hoá, Pb++ giống các kim loại kiềm thổ hoá trị hai cho nên chì có thể thay thế K+, Sr++, Ba++, và ngay cả Ca++ trong thành phần khoáng, cũng nh− ở các vị trí hút bám.
Các loại keo đất nh− montmorilonite, kaolinite, illite đều có khả năng hấp phụ chì. Song đối với montmorilonit việc hút bám chỉ đơn thuần là việc trao đổi ion còn việc hút bám của kaolinite, illite mang tính cạnh tranh hơn [80].
Bảng 2.3: Hệ số liên quan giữa hàm l−ợng KLN tổng số và tính chất đất Kim loại
nặng
pH (H2O)
ChÊt h÷u cơ (%)
Hàm l−ợng sÐt (%)
Ô xýt sắt
tù do (%) CEC
Pb 0,032 0,766* 0,678* 0,642* 0,668*
Cd - 0,266 0,084 0,000 - 0,176 0,247*
* Mức ý nghĩa 5%
Nguồn : Hồ Thị Lam Trà, Kazuhico Egashira (1999)[90]
Chì liên quan ở mức độ khá ở mức ý nghĩa 5% với chất hữu cơ, hàm l−ợng sét và CEC trong đất. Tuy nhiên Cd hầu nh− không liên quan một cách có ý nghĩa với tính chất đất [90].
Ô nhiễm chì trong đất gần đây được người ta chú ý đến nhiều bởi vì Pb là một kim loại nguy hại cho sức khoẻ của ng−òi và động vật do hai nguồn
mang lại - trong chuỗi thức ăn và hít phải bụi đất. Tích luỹ chì trong lớp đất mặt nhiều khi v−ợt quá 2% trọng l−ợng chất khô của đất. Hàm l−ợng chì trong
đất gây độc cho cây trồng thì không dễ dàng đánh giá, tuy nhiên nhiều tác giả
cho rằng vào khoảng từ 100 - 500 ppm [73].