LỜI MỞ ĐẦU Ô nhiễm kim loại nặng (KLN) trong môi trường đất là một vấn đề môi trường đáng báo động ở nhiều nơi trên thế giới. Đã có nhiều nhà khoa học trong nước và quốc tế đang nỗ lực trong việc nghiên cứu nhằm tìm ra giải pháp cho vấn đề này. Các KLN không chỉ chịu ảnh hưởng từ các thành phần trong đất lúa như khoáng sét, các chất hữu cơ hòa tan, các oxit sắt, mangan mà còn chịu tác động của thế oxi hóa-khử trong môi trường ngập nước… Môi trường khử sau khi ngập nước có tác động một cách trực tiếp tới trạng thái tồn tại của KLN, đồng thời tác động gián tiếp tới tất cả các yếu tố trong môi trường đất lúa như sự hòa tan của các cation, anion. Việc hiểu rõ hơn về tác động của điều kiện khử trong đất lúa ngập nước tới các cation và anion chính là tiền đề để chúng ta nghiên cứu về sự tích lũy KLN trong môi trường đất, qua đó đề ra các giải pháp nhằm hạn chế, giảm thiểu sự ô nhiễm KLN trong môi trường đất.
Môi trường đất lúa có đặc thù riêng biệt. Việc mô phỏng sự di chuyển và biến đổi của các KLN trong HST đặc biệt này là một bài toán khá phức tạp đối với các nhà khoa học bởi “động thái” của các KLN trong đất lúa chịu ảnh hưởng đa chiều từ các mối quan hệ với các tính chất và thành phần luôn biến động của đất. Việc dẫn nước vào ruộng đã làm giảm rất mạnh quá trình trao đổi khí thông thường giữa đất và khí quyển. Do canh tác trong điều kiện ngập nước, trạng thái khử chiếm ưu thế trong đất làm cho tính chất của đất diễn biến theo chiều hướng khác nhiều so với đất ban đầu khi chưa trồng lúa, hình thành loại đất mới với những đặc tính đặc trưng.
Tác động của nước tưới đối với môi trường đất lúa không chỉ dừng lại ở việc làm thay đổi trạng thái ngập nước mà thành phần nước tưới, tính chất nước tưới cũng gây ra những ảnh hưởng nhất định. Sự hình thành điều kiện khử làm thay đổi pH của môi trường, gián tiếp ảnh hưởng tới sự linh động của cation KLN. Môi trường yếm khí khiến cho sắt và mangan tồn tại chủ yếu ở dạng Fe(II), Mn(II) hòa tan, gián tiếp ảnh hưởng tới sự linh động của KLN. Vì vậy việc nghiên cứu tác động của điều kiện khử dưới điều kiện ngập nước tới các cation, anion hòa tan 1 z trong đất, chất hữu cơ hòa tan trong đất là tiền đề cần thiết cho các nghiên cứu về sự tích lũy hoặc di chuyển của KLN trong đất sau này.
Đề tài: “Nghiên cứu ảnh hưởng của môi trường khử đến sự giải phóng một số kim loại nặng (Cu, Pb, Zn) trong mẫu đất lúa xã Đại Áng, Thanh Trì, Hà Nội” được thực hiện với mục đích đánh giá ảnh hưởngcủa môi trường khử đến sự giải phóng của các KLN (Cu, Pb và Zn) trong đất lúa tại xã Đại Áng, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Đề tài sẽ thực hiện các nội dung sau: - Phân tích các tính chất hóa lý cơ bản của đất nghiên cứu; - Thiết lập môi trường khử nhân tạo để xác định động thái oxy hóa-khử, pH, hàm lượng của một số KLN (Cu, Pb, Zn), hàm lượng của Fe, Mn theo thời gian. - Đánh giá ảnh hưởng của môi trường khử đến một số yếu tố lý hóa trong đất (pH, Eh, Fe2+, Mn2+, Cu, Pb, Zn). TỔNG QUAN TÀI LIỆU 1.
Kim loại nặng trong môi trường đất KLN tồn tại tự nhiên trong đá và khoáng vật trải qua quá trình phong hóa được đưa vào đất. Nhìn chung, hàm lượng các KLN được đưa vào đất từ quá trình phong hóa tại chỗ đá mẹ là khá thấp. Lượng lớn hơn và ngày càng tăng của một số KLN trong môi trườngcó nguồn gốc từ các hoạt động nhân tạo, chủ yếu là từ các hoạt động công nghiệp và nông nghiệp. Dấu hiệu đầu tiên của sự gia tăng ô nhiễm do con người gây ra được nhận thấy bởi các chỉ số tính toán liên quan đến khả năng ô nhiễm.
Nikiforova và Smirnova (1975) đã tính toán chỉ số “technophility index” thể hiện mối quan hệ giữa mức độ khai khoáng hàng năm và hàm lượng trung bình của KLN trong đất. Kết quả chỉ ra rằng Cd, Pb và Hg là những KLN có mức độ ô nhiễm cao nhất. Những nghiên cứu này đã nhấn mạnh khai khoáng là một trong số các nguồn chính tạo ra các KLN có khả năng di động, ngoài ra còn có rất nhiều hoạt động nhân tạo khác đưa KLN vào hệ thống đất – cây trồng. Cambell và nnk (1983) so sánh hàm lượng KLN được tạo ra từ các nguồn tự nhiên với các nguồn nhân tạo và chỉ ra rằng các hoạt động của con người đã tạo ra một lượng KLN lớn hơn nhiều lần so với các nguồn tự nhiên, cụ thể là gấp xấp xỉ 15 lần đối với Cd, 100 lần đối với Pb, 13 lần đối với Cu và 21 lần đối với Zn.
Chắc chắn rằng sự “dư thừa” của các nguồn KLN này trong môi trường sẽ tạo ra những tác động tiêu cực đến môi trường và HST. Sự dư thừa này có thể gây độc cho môi trường hay không phụ thuộc vào: (i) tính chất vật lý và hóa học của đất, ví dụ như độ chua, điều kiện ngập nước, sự có mặt của khoáng sét, oxit Fe – Mn và các hợp chất hữu cơ của đất…; (ii) địa hình và các yếu tố thủy văn: các yếu tố này không chỉ làm thay đổi hàm lượng chất ô nhiễm tại vị trí bị tác động mà còn có thể vận chuyển các chất ô nhiễm từ nơi chúng được giải phóng ra đến những nơi khác; và (iii) khu hệ VSV với vai trò hấp thụ và chuyển hóa các KLN trong đất và HST. Nguồn phong hóa khoáng vật KLN tích lũy cục bộ trong đất phụ thuộc vào sự phong hóa tại chỗ của khoáng vật. Đá magma và biến chất là nguồn tự nhiên phổ biến nhất của KLN trong 3 z đất, chúng được cho là chiếm khoảng 95% vỏ trái đất, còn đá trầm tích chiếm khoảng 5%.
Trong các đá trầm tích thì 80% là đá phiến sét, 15% là đá cát kết và 5% là đá vôi (Mitchell, 1964). Các dạng linh động của KLN trong hệ thống đất –cây trồng và các vòng tuần hoàn của chúng trong HST phụ thuộc vào khả năng phong hóa đá có dễ dàng hay không. Đá cát kết là hợp chất của khoáng vật khó bị phong hóa do vậy đóng góp ít nhất lượng KLN ở trong đất. Nếu đá mẹ là đá bazơ phun trào thì có tiềm năng đóng góp một lượng lớn Cr, Mn, Co và Ni vào đất.
Trong số các loại đá mẹ trầm tích thì đá phiến sét là loại có tiềm năng đóng góp lượng lớn Cr, Co, Ni, Zn và Pb. Mức độ phong hóa sẽ xác định khả năng giải phóng các kim loại này vào trong đất. Ví dụ như có rất nhiều khoáng vật chứa KLN rất khó hòa tan và rất bền với phong hóa vẫn có thể giải phóng ra một lượng lớn KLN ở đất nhiệt đới, nơi có chế độ phong hóa lâu dài và mạnh mẽ. Nguồn kim loại nặng từ khí quyển Lịch sử của việc ô nhiễm KLN từ khí quyển ở Tây bắc châu Âu và Bắc Mỹ đã được ước tính từ các nghiên cứu địa hóa than bùn đầm lầy và bùn lòng hồ.
Sự lan rộng của ô nhiễm đã được chứng minh bằng những nghiên cứu trên băng ở các vùng cực (Levitt, 1988). Tác động làm ô nhiễm KLN của các khu vực luyện kim loại kể từ 2000 năm trước ở Thung lũng Gordano, Tây bắc nước Anh đã được xác nhận trong các nghiên cứu trên than bùn của Martin và cộng sự (1979). Sự ô nhiễm này được khẳng định có liên quan đến nhà máy luyện kim Roman. Nhiều khu vực ở châu Âu, sự gia tăng mạnh mẽ của việc tích lũy kim loại từ nguồn khí quyển đã xuất hiện từ khoảng 200 năm trước.
Ở Bắc Mỹ, bằng chứng về sự ô nhiễm KLN từ khí quyển xuất hiện gần đây hơn, khoảng 80 – 100 năm trước (Norton, 1986). Các sol kim loại có đường kính khác nhau được giải phóng vào khí quyển từ mặt đất, sau đó được khuếch tán lên cao. Các phần tử kim loại lớn nhất rơi xuống đất dưới dạng kết tủa khô. Mưa mang phần kim loại hòa tan từ khí quyển dưới dạng lắng đọng ướt.
Lắng đọng ướt được biết đến là quá trình lắng đọng chủ yếu đưa KLN vào đất. Ngoài ra, KLN có thể xâm nhập vào đất từ lắng đọng 4 z khí quyển dưới dạng sương mù. Các nghiên cứu về sự lan truyền trong khí quyển của KLN đã chỉ ra rằng KLN có thể di chuyển với một khoảng cách khá xa tính từ nguồn phát thải (Pacyna và nnk,1984). Ở khoảng cách càng gần với điểm phát thải thì hàm lượng KLN sẽ càng lớn.
Sự nhiễm bẩn KLN xuất hiện ở xung quanh các khu vực luyện kim có thể ảnh hưởng lên cả một vùng rộng lớn. Sự xâm nhập của KLN vào trong đất bởi lắng đọng khí quyển cũng có thể xuất phát từ các nguyên nhân tự nhiên. Hoạt động của núi lửa có thể đưa vào khí quyển một lượng khá lớn KLN, đặc biệt là Hg, Pb và Ni. Tuy vậy, rõ ràng hàm lượng KLN trong khí quyển được đưa vào chủ yếu từ các nguồn nhân tạo như hoạt động đốt, thiêu, khai khoáng và luyện kim.
Một tỷ lệ lớn (22,1%) Cd thâm nhập vào đất thông qua lắng đọng khí quyển xuất phát chủ yếu từ các hoạt động khai khoáng (Nriagu và Pacyna, 1988). Bên cạnh khai khoáng, khí thải xe cộ cũng được coi là một nguồn thải gây ô nhiễm KLN trong khí quyển. Lindberg và Harriss (1989) báo cáo rằng tổng hàm lượng Pb lắng đọng từ khí quyển nằm trong khoảng từ 3,1 - 31 mg/m2/năm ở các vùng nông thôn đến khoảng 27 - 140 mg/m2/năm ở các vùng đô thị và công nghiệp. Hàm lượng Pb trung bình ở đất ven đường tăng lên là do việc sử dụng xăng pha chì với sự phát thải toàn cầu được ước tính bởi Pacyna (1986) trong khoảng 176x109 mg/năm (chiếm 45% lượng Pb xâm nhập vào trong đất từ khí quyển).
Nguồn bổ sung từ hoạt động nông nghiệp Bón phân vô cơ, phân hữu cơ, bùn thải, thuốc trừ sâu, nước tưới… đều có thể cung cấp KLN với hàm lượng gây độc vào đất. Có thể ban đầu sự bổ sung này chưa đem lại một lượng đủ cao để gây độc ngay lập tức, nhưng nếu những ứng dụng này được lặp đi lặp lại trong một thời gian dài thì cuối cùng cũng sẽ đạt tới mức gây độc cho HST đất.