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

Khi nghi n cứu về khả năng di chuy n của các chất ô nhiễm n i chung và KLN n i ri ng trong môi trường đất, mô hình h a là một công c được s d ng ngày càng ph biến và dần chứng minh được

MỤC LỤC

LỜI MỞ ĐẦU 1

CHƯƠ I U I LI U 8

1.1 KLN trong môi trường đất 8

1 1 1 guồn gốc 8

1 1 2 Phân bố 13

1 1 3 Sự chuyển hóa 15

1.2 Cơ chế di chuyển của KL trong đất 24

1.2 1 Khuếch tán và phân tán 24

1 2 2 Dòng chảy ưu thế 25

1 2 3 Di chuyển c ng v i o đất 26

1 2 4 Sự di chuyển của phức hữu cơ – im loại hòa tan 27

1.2.5 R a tr i và di chuyển nhờ dòng chảy bề mặt 29

1.2.6 Bay hơi 30

1 3 Các yếu tố ảnh hưởng t i sự di chuyển của KL trong đất lúa 30

1.3.1 pH 30

1 3 2 hế oxy hóa h 31

1 3 3 Chất hữu cơ của đất 33

1.3.4 Sự hình thành các h p chất hóa h c của KLN trong đất 36

1.3.5 Sự phong hóa và biến đổi hoáng vật đất 36

1.3.6 Hoạt động canh tác 37

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

CHƯƠ II ĐỐI ƯỢ V PHƯƠ PHÁP HIÊ CỨU 41

2 1 Đối tư ng nghiên cứu 41

2.2 Phương pháp nghiên cứu 43

CHƯƠNG III KẾ UẢ HIÊ CỨU V HẢO LUẬ 46

3 1 Một số đặc t nh l hóa h c của đất nghiên cứu 46

3.2 Sự t ch l y KL trong t ng mặt đất canh tác huy n hanh rì 52

3 3 Các dạng tồn tại của KL trong đất 54

3 4 Khả năng hấp phụ của đất đối v i các KLN 60

3 M phỏng sự di chuyển của KL trong ph u di n đất nghiên cứu 67

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

KẾ LUẬ V KIẾ HỊ 75

1 Kết luận 75

2 Kiến nghị 76

I LI U H M KHẢO 77

PH L C 97

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1 Hàm lượng KLN trong một số nguồn bổ sung trong nông nghiệp (µg/g) 11

Bảng 2 m ượng kẽm trong h t thải một số ng nh ông nghiệp 13

Bảng 3 Hàm lượng trung bình KLN trong một số oại đá hính 13

Bảng 4 KLN trong một số đá v khoáng vật đ t 14

Bảng 5 Ảnh hưởng điều kiện đ t tới khả năng inh động KLN 32

Bảng 6 á vị trí y mẫu th o độ s u 41

Bảng 7 Phương pháp hiết iên tiếp xá định dạng tồn tại KLN 44

Bảng 8 Một số tính h t ơ bản mẫu đ t nghiên u 46

Bảng 9 Th nh phần p hạt á tầng đ t 47

Bảng 10 Hàm lượng KLN thu được từ thí nghiệm chiết liên tiếp (mg/kg) 54

Bảng 11 Tương quan gi a hàm lượng KLN trong dung dị h b n đầu ( e) và lượng h p ph trên ph r n (Qs) tại thời điểm n bằng 60

Bảng 12 ằng số KF v n thu đượ từ phương trình Fr und i h á KLN 66

DANH MỤC HÌNH Hình 1 Sơ đồ huyển hoá KLN trong môi trường đ t (Hodgson, 1963)[3] 16

Hình 2 Bản đồ vị trí y mẫu 42

Hình 3 Nhiễu xạ đồ X-r y mẫu đ t nghiên u: ) ĐA1, b) ĐA2, ) ĐA3 50

Hình 4.S tí h y u, b, n trong tầng m t đ t nh tá huyện Th nh Trì 53

Hình 5 á dạng KLN khá nh u trong mẫu đ t nghiên u 59

Hình 6 Đường đẳng nhiệt h p ph á KLN ở á tầng đ t khá nh u mẫu đ t nghiên u 65

Hình 7 S di huyển u, b, n trong đ t nghiên u th o thời gi n v th o hiều s u phẫu diện đ t 71

LỜI MỞ ĐẦU

Hiện nay ô nhiễm KLN trong đất đã trở thành một vấn đề môi trường đáng báo động Hiện trạng này ngày càng tăng không những đe dọa tới sản xuất nông nghiệp và chất lượng nông sản, mà còn ảnh hưởng gián tiếp tới sức khoẻ con người

và động v t thông ua chu i thức ăn ứng trước những hệ l y hiện hữu, đã c rất nhiều n l c được tiến hành đ giải uyết vấn đề này rong s đ c những nghi n cứu về “hành vi” của KLN trong môi trường đất, làm tiền đề cho việc tìm ra những phương cách ứng x th ch hợp, ngăn ch n và giảm thi u những tác động ti u c c của chúng

ôi trường đất lúa c đ c th ri ng biệt uá trình ng p nước làm giảm mạnh s trao đ i giữa đất và kh uy n rạng thái kh chiếm ưu thế trong đất làm cho t nh chất của đất diễn biến theo chiều hướng khác nhiều so với đất ban đầu khi chưa trồng lúa “S ph n” của các KLN trong đất lúa chịu ảnh hưởng đa chiều từ các m i uan hệ với các t nh chất và thành phần luôn biến động của đất Vì thế, việc

mô phỏng s di chuy n và biến đ i của các KLN trong HS đ c biệt này là một bài toán khá phức tạp đ i với các nhà khoa học

Khi nghi n cứu về khả năng di chuy n của các chất ô nhiễm n i chung và KLN n i ri ng trong môi trường đất, mô hình h a là một công c được s d ng ngày càng ph biến và dần chứng minh được hiệu uả nh m đem lại cái nhìn bao uát về động thái của các chất ô nhiễm trong môi trường đất

di động của KLN u, b, n mô hình Hydrus – được s d ng đ mô phỏng

s phân b của KLN u, b, n theo chiều sâu phẫu diện đất với các điều kiện

bi n xác định của đất lúa xã ại Áng, huyện hanh rì, Hà Nội

do con người gây ra được nh n thấy bởi các chỉ s t nh toán li n uan đến khả năng

ô nhiễm Nikiforova và Smirnova 975 đã t nh toán chỉ s “technophility index”

th hiện m i uan hệ giữa mức độ khai khoáng hàng năm và hàm lượng trung bình của KLN trong đất Kết uả chỉ ra r ng d, b và Hg là những KLN c mức độ ô nhiễm cao nhất Những nghi n cứu này đã nhấn mạnh khai khoáng là một trong s các nguồn ch nh tạo ra các KLN c khả năng di động, ngoài ra còn c rất nhiều hoạt động nhân tạo khác đưa KLN vào hệ th ng đất – cây trồng

ambell và cộng s 9 so sánh hàm lượng KLN được tạo ra từ các nguồn t nhi n với các nguồn nhân tạo và chỉ ra r ng các hoạt động của con người

đã tạo ra một lượng KLN lớn hơn nhiều lần so với các nguồn t nhi n, c th là gấp xấp xỉ 5 lần đ i với d, 00 lần đ i với b, lần đ i với u và 2 lần đ i với n hắc chắn r ng s “dư thừa” của các nguồn KLN này trong môi trường s tạo ra những tác động ti u c c đến môi trường và HS S dư thừa này c th gây độc cho môi trường hay không ph thuộc vào: i t nh chất v t l và h a học của đất, v d như độ chua, điều kiện ng p nước, s c m t của khoáng s t, oxit Fe – Mn và các hợp chất hữu cơ của đất… ii địa hình và các yếu t thủy văn: các yếu t này không chỉ làm thay đ i hàm lượng chất ô nhiễm tại vị tr bị tác động mà còn c th

v n chuy n các chất ô nhiễm từ nơi chúng được giải ph ng ra đến những nơi khác

và iii khu hệ VSV với vai trò hấp th và chuy n h a các KLN trong đất và HS

a Nguồn phong hóa khoáng vật

KLN t ch l y c c bộ trong đất ph thuộc vào s phong h a tại ch của khoáng v t á magma và biến chất là nguồn t nhi n ph biến nhất của KLN trong

đất, chúng được cho là chiếm khoảng 95% vỏ trái đất, còn đá trầm t ch chiếm khoảng 5% rong các đá trầm t ch thì 0% là đá phiến s t, 5% là đá cát kết và 5%

là đá vôi itchell, 964

ác dạng linh động của KLN trong hệ th ng đất – cây trồng và các vòng tuần hoàn của chúng trong HS ph thuộc vào khả năng phong h a đá c dễ dàng hay không á cát kết là hợp chất của khoáng v t kh bị phong h a do v y đ ng

g p t nhất lượng KLN ở trong đất Nếu đá m là đá bazơ phun trào thì c tiềm năng

đ ng g p một lượng lớn r, n, o và Ni vào đất rong s các loại đá m trầm

t ch thì đá phiến s t là loại c tiềm năng đ ng g p lượng lớn r, o, Ni, n và b bảng ức độ phong h a s xác định khả năng giải ph ng các kim loại này vào trong đất V d như c rất nhiều khoáng v t chứa KLN rất kh hòa tan và rất bền với phong h a vẫn c th giải ph ng ra một lượng lớn KLN ở đất nhiệt đới, nơi c chế độ phong h a lâu dài và mạnh m

b Nguồn KLN từ khí quyển

Lịch s của việc ô nhiễm KLN từ kh uy n ở ây bắc châu u và ắc đã được ước t nh từ các nghi n cứu địa h a than b n đầm lầy và b n lòng hồ S lan rộng của ô nhiễm đã được chứng minh b ng những nghi n cứu tr n băng ở các v ng

c c Levitt, 9 ác động làm ô nhiễm KLN của các khu v c nấu luyện kim loại

k từ 2000 năm trước ở hung l ng ordano, ây bắc nước nh đã được xác nh n trong các nghi n cứu tr n than b n của artin và cộng s 979 S ô nhiễm này được kh ng định c li n uan đến nhà máy luyện kim Roman Nhiều khu v c ở châu

u, s gia tăng mạnh m của việc t ch l y kim loại từ nguồn kh uy n đã xuất hiện

từ khoảng 200 năm trước Ở ắc , b ng chứng về s ô nhiễm KLN từ kh uy n xuất hiện gần đây hơn, khoảng 0 – 00 năm trước Norton, 1986)

ác sol kim loại c đường k nh khác nhau được giải ph ng vào kh uy n từ

m t đất, sau đ được khuếch tán l n cao ác phần t kim loại lớn nhất rơi xu ng đất dưới dạng kết tủa khô ưa mang phần kim loại hòa tan từ kh uy n dưới dạng lắng đọng ướt Lắng đọng ướt được biết đến là uá trình lắng đọng chủ yếu đưa KLN vào đất Ngoài ra, KLN c th xâm nh p vào đất từ lắng đọng kh uy n dưới dạng sương, m ác nghi n cứu về s lan truyền trong kh uy n của KLN đã chỉ

ra r ng KLN c th di chuy n với một khoảng cách khá xa t nh từ nguồn phát thải acyna và nnk, 9 4 Ở khoảng cách càng gần với đi m phát thải thì hàm lượng KLN s càng lớn S nhiễm bẩn KLN xuất hiện ở xung uanh các khu v c luyện kim c th ảnh hưởng l n cả một v ng rộng lớn

S xâm nh p của KLN vào trong đất bởi lắng đọng kh uy n c ng c th xuất phát từ các nguy n nhân t nhi n Hoạt động của núi l a c th đưa vào kh uy n một lượng khá lớn KLN, đ c biệt là Hg, b và Ni uy v y, rõ ràng hàm lượng KLN trong kh uy n được đưa vào chủ yếu từ các nguồn nhân tạo như hoạt động đ t, thi u, khai khoáng và luyện kim ột t lệ lớn 22, % d thâm nh p vào đất thông

ua lắng đọng kh uy n xuất phát chủ yếu từ các hoạt động khai khoáng Nriagu và Pacyna, 9 n cạnh khai khoáng, kh thải xe cộ c ng được coi là một nguồn thải gây ô nhiễm KLN trong kh uy n Lindberg và Harriss 9 9 báo cáo r ng t ng hàm lượng b lắng đọng từ kh uy n n m trong khoảng từ , ÷ mg/m2/năm ở các v ng nông thôn đến khoảng 27 ÷ 40 mg/m2/năm ở các v ng đô thị và công nghiệp Hàm lượng b trung bình ở đất ven đường tăng l n là do việc s d ng xăng pha chì với s phát thải toàn cầu được ước t nh bởi acyna 9 6 trong khoảng 176.109 mg/năm chiếm 45% lượng b xâm nh p vào trong đất từ kh uy n

c Nguồn ung từ ho t ng n ng ngh p

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

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

Các

nguyên tố Bùn thải

Phế thải ủ compost

Phân chuồng

Phân photphat

Phân nitrat Vôi

Nguồn: Alloway và Fergu on (1990)

n thải và phân compost cung cấp hàm lượng KLN lớn nhất cho đất n,

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

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

n được b sung vào đất ua b n thải trong 20 năm Nếu giả thiết uá trình duy nhất lấy n từ đất là do cây trồng thì thời gian tồn dư của n trong đất s là 700 năm hành phần của b n thải thay đ i rất nhiều ph thuộc vào nguồn g c phát sinh của chúng vì v y rất kh đ xác định và đánh giá c th về khả năng gây ô nhiễm đất của chúng giảm đến mức t i thi u s t ch l y KLN trong đất được b n bùn thải, những ngưỡng hàm lượng bắt buộc và khuyến cáo đã được xây d ng cho việc

s d ng b n thải ở nhiều nước Ở , mức độ áp d ng này ph thuộc vào cả hàm lượng KLN và dung t ch trao đ i cation E của đất V d đ i với d, hàm lượng d lớn nhất được ph p đưa vào đất là 5,5 kg/ha khi CEC < 5 meq/100g; 1 kg/ha khi CEC = 5 ÷ 15 meq/100g, và 22 kg/ha khi CEC >15 meq/100g chức bảo vệ môi trường , 979 Liên minh châu Âu khuyến cáo việc b n b n thải vào

trong đất nông nghiệp cần giới hạn trong khoảng 4000 µg n/g bắt buộc , 2500 µg b/g khuyến cáo

hân vô cơ photphat là nguồn uan trọng cung cấp d và các KLN khác như

Cr và b vào trong đất lloway 990b th m ch còn cho r ng tất cả các đất s

d ng cho m c đ ch nông nghiệp đ tạo ra các sản phẩm c t nh thương mại s c hàm lượng d tăng theo uy mô s d ng phân photphat ác s liệu của lloway (1990b chỉ ra r ng đá photphat ở Senegal và ogo chứa hàm lượng d lớn nhất vào khoảng 255 và 60 g Cd/tấn P2O5 r n toàn thế giới, Nriagu 9 0 ước t nh r ng phân photphat với hàm lượng d trung bình khoảng 7 µg/g s đ ng g p khoảng 660 tấn d/năm vào đất ột hàm lượng đáng k r c ng được đưa vào đất bởi việc s

d ng phân photphat nhưng vì r chủ yếu ở dạng r+3 nên t độc hơn (McGrath và Smith, 1990)

nhiều loại thu c diệt nấm, thu c trừ sâu và các v t gây hại khác cho m a màng là các mu i KLN rất độc, v d như clorua thu ngân và các hợp chất thủy ngân hữu cơ, uSO4, Na3AsO4 rong uá trình con người s d ng, một lượng nhất định các hoá chất tr n bị rơi xu ng đất o đ c t nh phân hủy trong đất rất

ch m n n chúng tạo ra dư lượng đáng k tồn đọng lại trong đất

Bảng 2.Hàm lượng kẽm trong h t thả a m t ố ngành ng ngh p

guồn tạo chất thải Dạng chất thải àm lượng kẽm (%)

ạ n n ng

Sản xuất Natri

Nguồn: Dương Văn Đảm (2004)

1.1.2 P â bố

rong t nhi n, KLN phân b với hàm lượng khác nhau trong các loại đá

ác đá magma chứa một lượng KLN lớn hơn so với các đá trầm t ch n, r, o,

Ni, Cu và Zn c m t với hàm lượng lớn nhất trong hầu hết các loại đá

Bảng 3 Hàm lượng trung ình a KLN trong m t ố lo á hính

Nguyên

tố

Đá siêu

bazơ (ví dụ:

serpentin)

Đá bazơ (ví dụ:

bazan)

Đá cát kết (Sa thạch)

Đá phiến sét (Diệp thạch)

Nguồn: Levinson (1974) và Alloway (1990a)

KLN c trong thành phần của rất nhiều khoáng v t khác nhau Olevin, hornblend và augit đ ng g p một lượng đáng k n, o, Ni, u và n cho đất ua quá trình phong hóa

Rất nhiều KLN được tìm thấy với lượng lớn trong u ng sunphit, v d như trong galen (PbS), cinnaba (HgS), chalcopyrit (CuFeS2), sphalerit (ZnS) và pentlandit ((NiFe)9S8) KLN c th thay thế đồng hình cho các cation kim loại c bán k nh ion tương t chúng trong các silicat và các mạng lưới khoáng v t khác, ví

d như b2+ thay thế cho K+ trong silicat, Mn2+ thay thế cho Fe2+ trong các khoáng bát diện, Ni2+ thay thế cho Fe2+ trong pyrit, Ni2+ và Co2+ thay thế cho g2+ trong các khoáng v t si u bazơ, Cr3+

thay thế cho Fe3+ và Cr6+ thay thế cho l3+ trong khoáng

v t của đá magma hong h a đá và khoáng v t s chuy n KLN thành các dạng hòa tan ho c hấp ph đi vào trong đất

trào và đá biến chất Mn, Co, Ni, Cu, Zn Albit á phun trào thô, trung

Biotit á phun trào và đá biến

Orthoclat á phun trào axit Cu, Sr Muscovit ranit, đá phiến, thủy tinh Cu, Sr Magnetit á phun trào và biến chất Cr, Co, Ni, Zn

30 mg/g ở tầng đất sâu ác KLN khác thâm nh p vào đất thông ua lắng đọng kh

uy n hay các nguồn nhân tạo khác t p trung chủ yếu ở lớp đất m t V d như người ta tìm thấy ở lớp đất bề m t một lượng lớn b ở những khu v c c mức độ

đ t cháy nhi n liệu cao ho c một lượng lớn d ở những nơi s d ng nhiều phân photphat ác nguy n t này tồn tại ở tầng đất m t và s được v n chuy n xu ng các tầng đất sâu hơn bởi tác động của rất nhiều cơ chế phức tạp rất nhiều v d

về s t ch l y b tr n lớp đất bề m t olbourn và hornton 97 đã xây d ng hệ

s th hiện m i tương uan giữa nồng độ b ở tr n bề m t < 5cm với nồng độ b

ở tầng sâu hơn > 15cm) đ tính toán ô nhiễm b trong đất Kết uả là hệ s này có giá trị b ng ,2 ÷ 2,0 ở các v ng nông thôn và b ng 4 ÷ 20 ở các v ng bị nhiễm bẩn bởi hoạt động khai khoáng

Khi đi vào đất, KLN c th tồn tại ở trạng thái sau: hòa tan trong dung dịch đất bị giữ lại trong các khe hở nhỏ của đất bởi s ch nh lệch k ch thước bị hấp ph

tr n bề m t các keo đất, trong chất hữu cơ, cacbonat, oxit kim loại… t ch l y trong sinh kh i của sinh v t hay trong các th rắn vô cơ và hữu cơ của đất S phân b KLN trong các hợp phần đất chịu ảnh hưởng bởi các đ c t nh của môi trường đất và bản chất của kim loại iều này s được làm rõ hơn trong phần sau

1.1.3 S ó

Các uá trình cơ bản ki m soát s chuy n h a của KLN trong đất bao gồm các uá trình: v t l , h a học và sinh học

Những khoáng nguyên sinh

Sự phong hóa và hình thành đất

Sự hấp thụ bởi thực vật Phức chất không tan với chất

hữu cơ

Dung dịch Ion tự do Phức chất

Sự thâm nhập vào cơ thể sinh vật Oxy hóa Hấp thụ trên bề mặt

Kết tinh trong kết tủa được tạo thành

Các quá trình lý hóa học s thúc đẩy và điều chỉnh các cơ chế như hòa tan, kết tủa, hấp ph , hấp th và tạo phức Khi KLN được hấp thu đến một mức độ nhất định s xác định s phân v ng giữa pha rắn và pha lỏng của đất rong đất bị ô nhiễm KLN nghi m trọng, các quá trình lý hóa học s chiếm ưu thế trong khi các

uá trình sinh học có th bị hạn chế bởi độc t nh của các kim loại này

a Cá quá trình lý hóa họ

hần lớn các KLN trong đất thường tồn tại ở dạng li n kết với pha rắn Khi

đ ho c chúng bị hút giữ trên bề m t của pha rắn ho c s tạo kết tủa với các khoáng chất Chỉ một phần nhỏ KLN tồn tại ở dạng hòa tan, trong đ hầu hết các dạng hòa tan này s li n kết với axit hữu cơ trong dung dịch đất, phần còn lại tồn tại ở dạng phức vô cơ hòa tan và các ion t do Lượng ion t do này thường khá nhỏ so với các dạng KLN khác nhưng chúng lại là thành phần dễ tham gia vào các phản ứng h a học và sinh học nhất

* Sự hòa tan và kết t a khoáng:

Hình 1 Sơ ồ huyển hoá a KLN trong m trường t (Hodgson, 1963)[3]

Trong dung dịch đất, nếu hàm lượng của một nguy n t h a học nào đ vượt quá khả năng hòa tan của n thì s xuất hiện kết tủa Ngược lại, khi nồng độ dung dịch của nguy n t đ thấp hơn nồng độ cân b ng, n s bị hòa tan làm cho nồng độ của n tăng l n cho đến khi đạt được mức cân b ng này

KLN s dễ dàng kết tủa nếu trong đất c m t các thành phần như cacbonat, hydroxit, photphat, oxit kim loại (Fe, Mn và Al)… Những phản ứng này xảy ra ph biến ở trong đất và c th được coi là cơ chế chủ yếu đ “cô l p” KLN, từ đ hạn chế s di chuy n và t nh khả d ng sinh học đ i với cơ th sinh v t của các KLN Ví

d trong đất đá vôi, KLN c th tồn tại ở dạng cacbonat (Adriano, 2001) Trong đất nông nghiệp c mức độ b n phân cao, KLN c th bị “cô l p” khi chúng đồng kết tủa với photphat

ôi trường đất là một “ma tr n” vô c ng phức tạp của rất nhiều thành phần

Vì v y, s tồn tại của các ion kim loại t do trong dung dịch đất không chỉ ph thuộc vào s hòa tan của một dạng khoáng nào đ , mà còn được ki m soát bởi nhiều uá trình khác

Nhìn chung, khi đất bị ô nhiễm KLN nghi m trọng thì s hòa tan của các kim loại chỉ đạt đến một mức nào đ rồi s xuất hiện kết tủa S kết tủa không chỉ xảy ra tại vị tr bị ô nhiễm tr c tiếp mà còn c th xảy ra ở các v ng lân c n của khu

v c bón phân photphat ho c khu v c bị ô nhiễm bởi rác thải c t nh kiềm và cacbonat

* Sự phân ố a KLN g a pha l ng và pha r n a t:

th hiện cho s phân b KLN giữa pha rắn và pha lỏng của đất, người ta s

d ng hệ s Kd Hệ s này th hiện một cách t ng uát s tương tác của KLN giữa các pha Nói cách khác, đ là kết uả về mức độ li n kết ho c giải ph ng KLN từ pha rắn Hệ s này được t nh b ng t lệ giữa lượng kim loại được hấp ph tr n pha rắn của đất và lượng KLN hòa tan, do đ nếu Kd càng lớn thì khả năng hấp ph tr n pha

rắn của KLN càng cao và khả năng hòa tan của KLN trong dung dịch đất càng thấp

K d = Lượng h p phụ / Lượng hòa tan (1)

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

đ i với các đ c t nh h a lý của đất uy nhi n, s ph thuộc của Kd vào cấu trúc đất

và hàm lượng H đã được thừa nh n (Buchter và nnk, 1989, Sauve và nnk, 2000b, 2003) Sheppard và Thibault 990 đã c gắng xây d ng các giá trị Kd cho các loại đất c cấu trúc khác nhau c d hệ s Kd đã được xây d ng cho khá nhiều nguy n t (Anderson và Christensen, 1988; Buchter và nnk, 1989; Gooddy và nnk, 1995; Sauve và nnk, 2000, 2003; Sheppard và Thibault, 1990) nhưng Kd vẫn cần phải được ước t nh căn cứ vào m i uan hệ giữa cây trồng – đất – dung dịch đất

d a trên các giả định đã được đơn giản h a (Sheppard và Evenden, 1988; Sheppard

và Thibault, 1990) Hơn nữa, c nhiều b ng chứng cho thấy r ng hệ s Kd đơn giản không còn th ch hợp đ đại diện cho khả năng hòa tan của kim loại trong các mô hình h a học của đất nữa (Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk, 2000, 2003),

th m vào đ các đ c t nh h a học ch ng hạn như pH, CHC và hàm lượng KLN t ng

s , cần phải được xem x t đến trong uá trình mô phỏng (Janssen và nnk, 1997; Jopony và Young, 1994; Sauvé và nnk, 2000b, 2003)

Đườ ẳ t Freundlich: ường đ ng nhiệt Freundlich xem x t tới

ảnh hưởng của độ bão hòa các bề m t hấp ph tới khả năng hấp ph của các v t liệu rong đ , một tham s n đã được th m vào đ làm cho giá trị Kd biến đ i theo

độ bão hòa tương đ i của các bề m t hấp ph o đ , khi nồng độ dung dịch KLN tăng, thì t lệ hấp ph tr n pha rắn của KLN c ng thay đ i ạng đơn giản của phương trình Freundlich như sau:

Lượng KLN h p phụ = K d (Lượng KLN hòa tan) n (2)

rong đ , nếu n = thì phương trình 2 trở thành phương trình Buchter

và cộng s 9 9 đã tiến hành đo các thông s Freundlich (Kd và n) cho 11 loại đất

và 15 KLN khác nhau Khi x t tới m i tương uan giữa các thông s Freundlich với các t nh chất của đất đã được l a chọn, nh m tác giả phát hiện ra r ng độ pH, CEC

và hàm lượng oxit Fe – Al là những yếu t uan trọng ảnh hưởng tới hệ s Kd Buchter và cộng s (1989) đã đưa ra các kết lu n như sau:

 pH là yếu t uan trọng nhất ảnh hưởng đến Kd và n

 E là yếu t ảnh hưởng đáng k đến Kd của các cation

 Hàm lượng oxit Fe – Al và các v t liệu vô định hình khác trong đất ảnh hưởng đến các thông s Freundlich của cả cation và anion

 rong c ng một mẫu đất, ngoại trừ Cu và Hg, các kim loại chuy n tiếp (Co, Ni) và các kim loại nhóm IIB (Zn và Cd) có giá trị Kd và n khá gần nhau

 i uan hệ ch t ch giữa các thuộc t nh đất với các thông s Freundlich luôn tồn tại ngay cả trong các loại đất c đ c đi m rất khác nhau

iều này đã được củng c th m trong các nghi n cứu được th c hiện bởi Anderson và Christensen (1988), Gooddy và cộng s (1995), Janssen và cộng s (1997), Jopony và Young (1994), Lee và cộng s (1996), McBride và cộng s (1997b), Sauvé và cộng s 2000, 200 các nghi n cứu này đề xuất r ng từ các thuộc t nh cơ bản của đất c th d đoán được s phân b KLN giữa pha lỏng và pha rắn của đất ở một mức độ nhất định nào đ Buchter và cộng s (1989) cho r ng những nh m KLN nhất định có th có các đ c t nh hấp ph tương t nhau trong những đất nhất định Họ c ng thấy r ng thông s Freundlich n c th thay đ i từ gần 0,4 đến 1,5 đ i với 15 nguy n t khác nhau iều này chỉ ra r ng các nguy n t khác nhau thì có các thuộc t nh hấp ph khác nhau V d , so sánh hành vi của Pb

và Zn, nồng độ b trong dung dịch càng cao thì Kd càng lớn (trường hợp n > 1) Với

Zn thì ngược lại, nồng độ dung dịch càng cao thì Kd càng giảm, điều này cho thấy càng gần đi m bão hòa thì ái l c hấp ph của n với pha rắn càng giảm (trường hợp

n <1) Vì v y, không khuyến khích s d ng các giá trị Kd trong mô hình đánh giá rủi ro trong trường hợp đất ô nhiễm ở mức độ thấp

Hầu hết các nguy n t được nghiên cứu bởi Buchter và cộng s 9 9 đều có tham s n < 1, và do đ m i uan hệ giữa Kd của nguy n t này với nồng độ dung dịch s gi ng như trường hợp của Zn (ngoại trừ Pb và Hg) Giá trị Kd đ i với đất có mức độ khoáng hóa cao c ng khá khác biệt so với đất hữu cơ (Sauvé và nnk, 2003)

* Sự t o phứ :

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

S tạo phức của các nguy n t vết là khá ph biến trong cả môi trường nước

và đất, đ c biệt là đ i với KLN (ví d : b, n, d, Hg, u, … rong hầu hết các trường hợp, một t lệ đáng k các kim loại hòa tan xuất hiện ở dạng li n kết với

H hòa tan O trong t nhiên DOM là một h n hợp không đồng nhất của axit fulvic và humic (Stevenson, 1994) Các ph i t t nhi n này xuất hiện với nồng

độ khá lớn trong đất, có thành phần h a học và cấu trúc đa dạng vì thế phức chất của kim loại với các axit hữu cơ t nhi n khá kh đ c th mô hình h a

a vào thành phần của phức c th chia làm loại sau:

 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là các chất vô cơ hức loại này thường g p là phức hydrat ph i t là các phân t nước và phức amoniacat ph i t là các phân t NH3 v d [ l H2O)6]3+, [Cu(NH3)4]2+…

 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là anion vô cơ như

Cl-, F-, I-, SO42-, v d : FeF63-, AgCl32-, [Ca(SO4)2]2- ;

 hức tạo bởi ion trung tâm là cation kim loại và ph i t là anion ho c phân

t chất hữu cơ, v d : [Fe 2O4)3]3-

ác c p ion vô cơ thường được hình thành do tương tác tĩnh điện giữa cation kim loại với một anion vô cơ, trong đ lớp vỏ hydrat hóa của các ion không bị ảnh hưởng ác c p ion này cấu trúc rõ ràng n n rất dễ đ mô phỏng ác phức khác được hình thành nhờ các li n kết cộng h a trị, trong đ bán kính hydrat hóa của các ion giảm dần rong các phức chelat, kim loại thường chiếm nhiều hơn một vị tr

li n kết và lớp vỏ hydrat của ion ho c không còn ho c nếu còn thì rất mỏng

lợi hơn cho các loài sinh v t thì các uá trình sinh học lại c th c vai trò uan trọng trong việc làm giảm hàm lượng KLN trong đất

rong đất nói chung, uá trình sinh học thường xảy ra chủ yếu ở tầng tr n

c ng, nơi t p trung phần lớn sinh kh i VSV và động v t không xương s ng (Adriano, 2001) Trong đất trồng trọt và đồng cỏ, tầng đất diễn ra các hoạt động sinh học chủ yếu là tầng canh tác ho c khu v c t p trung rễ cây dày đ c nhất Trong những đất mà cây trồng tr n đ c hệ rễ phát tri n, đâm sâu xu ng tầng nước ngầm

đ hút nước thì s linh động của các KLN c ng s thay đ i Hoạt động của hệ rễ trong tầng trầm t ch yếm kh s ảnh hưởng tới uá trình oxy h a, khô h a thông ua

s gia tăng lượng b c hơi, s thông kh của v ng rễ và làm thay đ i khả năng linh động của một vài KLN như d, u và n Vervaeke và nnk, 2004

Hệ rễ th c v t đ ng một vai trò uan trọng trong việc chuy n h a và làm thay đ i các đ c t nh h a học của KLN trong đất (Koo và nnk, 2005) Hệ rễ th c v t

c th ảnh hưởng tới ba cơ chế sau: biến đ i điều kiện môi trường đất trong v ng rễ, biến đ i dạng tồn tại của các KLN và hấp thu sinh học

Rễ cây c th tiết ra nhiều chất chuy n h a bao gồm một vài loại cacbon hydrat và axit hữu cơ Những chất này c th cung cấp năng lượng cho hoạt động

s ng của vi khuẩn trong đất Những phân t axit hữu cơ phân t lượng thấp này c

th tạo phức với các ion kim loại khiến chúng linh động và dễ ti u hơn

Vi khuẩn trong đất c th th c hiện các phản ứng oxy h a kh sinh học quan trọng với một vài KLN trong đất (Mahimairaja và nnk, 2005) húng c th biến

đ i trạng thái của các KLN đa h a trị như s, Cr, Se làm thay đ i b c oxy h a và

thuộc t nh h a học của chúng V d , vi khuẩn Alcaligenes faecal c th oxy h a s

(III) thành As (V) (Osborne và Ehrlich, 1976) Vi khuẩn, nấm và tảo c ng c th làm biến đ i từ As (V) sang As (III) (Franken Berger và Losi, 1995)

Vi khuẩn và động v t không xương s ng trong đất c th c định tạm thời các ion KLN thông qua t ch l y sinh học S t ch l y này được th c hiện b ng cách hấp thu sinh học bởi sinh kh i VSV c ng như b ng s hút thu sinh l bởi sinh v t thông

ua các uá trình trao đ i chất chủ động và th động (Mahimairaja và nnk, 2005)

Vi khuẩn c th hòa tan các khoáng thông ua các hoạt động tr c tiếp ho c gián tiếp trong điều kiện hiếu kh và kỵ khí (Kurek, 2002) Khi các hợp chất oxy

h a của KLN như Fe III , n IV ho c s V hoạt động như những chất nh n điện t thì hô hấp yếm kh ch nh là một v d cho hoạt động hòa tan KLN một cách

tr c tiếp dưới điều kiện kỵ kh rong khi đ , s oxy h a Fe II ho c các hợp phần của lưu huỳnh trong hợp chất sunfit của KLN đ lấy năng lượng cho hoạt động s ng của VSV là một v d cho tác động hòa tan KLN một cách tr c tiếp dưới điều kiện háo kh Hoạt động của VSV sản xuất ra các loại axit vô cơ, hữu cơ và các chất oxy

h a làm thay đ i các điều kiện của đất bao gồm cả các điều kiện về pH, Eh từ đ gián tiếp làm hòa tan các KLN KLN c ng c th được huy động ra khỏi các hợp chất khoáng b ng cách tạo phức với các phân t sinh học thông ua hoạt động chuy n h a của VSV ác động cô l p KLN trong cơ th sinh v t được th c hiện

ua hai phương cách: hình thành các th v i v d như trong không bào (Clemens

và nnk, 1999) và tạo li n kết giữa kim loại với protein bền nhiệt, như phytochelatin, metallothionein, và các phân t bền khác như ferrihydrit (Hall, 2002; Hansel và Fendorf, 2001)

Sự ố ịnh t hỗ

định tại ch là một phương pháp nh m thay đ i khả năng linh động và dễ

ti u của một chất gây ô nhiễm đ giảm tiềm năng gây n n những rủi ro cho môi trường của n theo đ các chất ô nhiễm vẫn còn tồn tại trong môi trường nhưng bị biến đ i thành các dạng không gây độc cho cơ th sinh v t (Adriano và nnk, 2004; Berti và Ryan, 2003) iều này th c chất là một uá trình khắc ph c ô nhiễm, “cô

l p” các kim loại gây ô nhiễm trong đất b ng cách đưa th m vào đất những chất tạo kết tủa và / ho c hấp thu kim loại rong phương pháp này, t ng hàm lượng kim loại là không thay đ i nhưng mức độ hoà tan và di động của n giảm đáng k

Những chất thường được đưa vào trong đất đ c định kim loại theo cách này thường bao gồm photphat, oxit Fe – Mn, CHC (Adriano và nnk, 2004)

Hydroxyapatit là một khoáng chất có trong t nhiên với một lượng lớn, khá

rẻ tiền, th m vào đ n lại c khả năng làm giảm t nh linh động của kim loại, đ c biệt là đ i với b Hydroxyapatit tạo với b hợp chất pyromorphit, một kết tủa khá

bền ở nhiều mức pH a và nnk, 99 , 994 Ngoài ra, hydroxyapatit c ng được

d ng đ giảm t nh linh động của n, d và các KLN khác trong đất (Chlopecka và Adriano, 1996)

ương t như v y, các oxit kim loại (Fe, Mn và Al) nhờ vào s tồn tại ph biến trong đất và khả năng phản ứng với hầu hết các KLN trong hầu hết các loại đất nên chúng được tăng cường s d ng như những tác nhân làm giảm t nh linh động của KLN

Việc s d ng những hợp chất hữu cơ đã được chứng minh có hiệu uả trong việc giảm t nh linh động của các ion kim loại thông qua quá trình hấp thu uy nhi n bản chất hóa học không đồng nhất, thường xuy n biến đ i c ng như khả năng của DOM trong việc tạo phức và huy động hầu hết các ion kim loại ch nh là yếu t hạn chế việc s d ng CHC trong phương pháp c định KLN

ột v d về việc c định KLN đã đem lại kết uả t t được th c hiện ở Joplin, issouri ất trong khu v c nội thị ở đây bị ô nhiễm b nghi m trọng Người ta đã đưa vào đất một lượng lớn photphat và đã làm giảm đáng k s di động của b, th m ch còn làm giảm t nh khả d ng sinh học của b đ i với động v t th nghiệm (Berti và Ryan, 2003, Ryan và nnk, 2004) Những nghi n cứu trong điều kiện th c tế và trên động v t th nghiệm đã chứng minh một cách rõ ràng tiềm năng khắc ph c ô nhiễm KLN của k thu t này

Phương pháp c định KLN này là một trong những trường hợp rõ ràng của hiện tượng chuy n h a giữa các dạng hòa tan – kết tủa của KLN trong đất, một uá trình xảy ra khi người ta đưa vào đất một thành phần đ làm tăng Kd Về bản chất, phương pháp này làm giảm lượng linh động của KLN, khiến cho khả năng gây hại của chúng đến môi trường và sinh v t c ng giảm K từ khi người ta phát hiện ra các

v t liệu s d ng trong phương pháp này khá dồi dào, một s c th được tìm thấy trong t nhi n, giá thành thấp, phương pháp này đã chứng minh được khả năng khắc

ph c ô nhiễm KLN tại các đi m ô nhiễm một cách hiệu uả với chi ph khả thi

1 2 ơ chế di chuyển của KL trong đất

Ở lớp đất m t 0 ÷ 0 cm , s phân b của KLN chịu ảnh hưởng chủ yếu bởi các hoạt động canh tác ưới lớp đất này, s di chuy n theo chiều sâu của KLN bị chi ph i bởi rất nhiều các cơ chế phức tạp

rong đất được tưới nước thải, s di chuy n của KLN được giải th ch như là kết uả của việc giảm pH gây ra bởi các CHC (Robertson và nnk, 1982) Tuy nhiên ngay cả sau khi tăng pH, s di chuy n của các nguy n t này vẫn được uan sát thấy rường hợp này c th giải th ch là do KLN được v n chuy n dưới dạng các phức chelat hòa tan với các CHC (Darmony và nnk, 1983) Hoạt động b n b n thải

và các loại phế liệu giàu cacbon khác c th làm tăng O , thúc đẩy s hình thành các phức chất với O , làm giảm s hấp ph KLN

S tồn tại của các khe nứt và / ho c l h ng lớn trong đất được ghi nh n là

c khả năng làm tăng s di chuy n theo cơ chế dòng chảy ưu thế của KLN (Richards và nnk, 1998) với mức độ di chuy n ưu ti n ph thuộc vào khả năng linh động của “keo – KLN”

S di chuy n của KLN ph thuộc vào thành phần cấp hạt của đất rong đất

c n ng, KLN s di chuy n ch m hơn so với trong đất c cấu trúc hạt thô Khi di chuy n theo dòng nước chảy ua các cột đất, KLN c th khuếch tán vào trong t p hợp các hạt đất, tại đ khả năng hấp ph l n pha rắn của chúng s cao hơn Ngoài ra các uá trình hấp ph khác như hấp ph v t lý ho c s hấp thu cạnh tranh giữa các cation c ng c th ảnh hưởng tới s di chuy n của KLN trong đất

S di chuy n của KLN trong đất chịu ảnh hưởng đồng thời của rất nhiều cơ chế, m i một cơ chế lại bị ảnh hưởng bởi thuộc t nh của KLN (Tam và Wong,

1996 , bởi đ c t nh của đất và bởi các chế độ uản l , s d ng đất khác nhau (Murray và cộng s , 2004)

2 K ế tá và phân tán

Khuếch tán là cơ chế v n chuy n của một chất từ nơi này đến nơi khác, với hướng di chuy n ph thuộc vào gradien nồng độ hân tán là cơ chế v n chuy n của một chất được gây ra bởi s phân b không đồng đều của v n t c bên trong và giữa các l h ng khác nhau của đất ả hai quá trình v n chuy n này đều được mô tả

b ng định lu t Fick rong đất, s khuếch tán của KLN tương đ i thấp, trừ trường hợp của đất cát chua (Delolme và nnk, 2004) Wilcke và cộng s 999 đã uan sát thấy s khác nhau về nồng độ kim loại giữa b n trong và ngoài t p hợp các hạt đất, điều này được giải th ch là do ảnh hưởng của s hấp ph l n s khuếch tán của kim loại uy nhi n, s không đồng nhất này c ng c th ph thuộc vào khả năng hòa tan của các kim loại V d như u và b được tìm thấy ở b n trong với nồng độ nhỏ hơn so với b n ngoài t p hợp các hạt đất, nhưng đ i với d thì s sai khác về nồng độ này lại rất nhỏ ho c không được uan sát thấy rong đất có cấu trúc t t, kim loại có th di chuy n với các hạt keo S hình thành li n kết giữa kim loại và các ph i t hữu cơ hòa tan c th làm suy giảm s hấp ph kim loại của các bề m t hấp ph khác trong đất c hàm lượng s t cao (Chubin và Street, 1981) và cho phép phân ph i lại kim loại trong các thành phần đất (Dowdy và nnk, 1991)

2.2 ò ả ư t ế

KLN mu n di chuy n theo dòng nước cần phải ở trạng thái hòa tan ho c liên kết với các thành phần c th di động được ất trong t nhi n c chứa các l h ng với đường k nh khác nhau và các vết nứt được hình thành do s co giãn trong su t các uá trình ẩm ướt – khô hạn luân phi n của đất, do hoạt động của động v t đất và

rễ th c v t hất lỏng, các hạt keo di động và các hạt lơ l ng khác dưới dạng huyền phù c th di chuy n theo chiều dọc xu ng các phẫu diện đất thông qua các “k nh dẫn” này S di chuy n của KLN theo các con đường này được gọi là s di chuy n / dòng chảy ưu thế và đã được ghi nh n là một cách thức di chuy n uan trọng của các hợp chất ô nhiễm linh động trong các l h ng lớn của đất (Camobreco và nnk, 1996; McCarthy và Zachara, 1989)

Vì các l h ng lớn trong đất c th dẫn nước đi ua một cách nhanh chóng

xu ng các tầng đất sâu hơn n n ngay cả khi ở các lớp đất dày và ít thấm nước, việc

s d ng các chất c dư lượng KLN gây ô nhiễm trong mùa khô vẫn c th gây ra s

v n chuy n các chất ô nhiễm một cách nhanh ch ng (Jarvis và nnk, 1999) Sterckeman và cộng s (2000 đã báo cáo về s gia tăng nồng độ của Cd, Pb, Zn ở chiều sâu dưới 2 m trong đất gần các khu v c nấu luyện kim loại Các tác giả cho

r ng các đường dẫn tạo ra do hoạt động của giun đất chính là con đường đ các

KLN di chuy n ua rong đất được b n b n thải li n t c su t 5 năm, nồng độ của

Hg, u tăng l n đáng k b n dưới các vị tr b n (McBride và nnk, 1997a) Các tác giả cho r ng việc di chuy n xu ng c ng với các phức hợp hữu cơ và các dòng chảy

ưu thế ch nh là nguy n nhân làm tăng t nh di động của các nguy n t này

ơ chế của dòng chảy ưu thế trong đất đã được nghi n cứu ở cả hai điều kiện ngoài th c tế và trong phòng th nghiệm Tuy nhiên, việc nghi n cứu trong phòng thí nghiệm tồn tại một vài hạn chế do quá trình đào lấy mẫu và v n chuy n mẫu đất về phòng th nghiệm s gây ra một vài sai khác so với điều kiện t nhi n (Morris và Mooney, 2004) V d như uá trình lấy các cột đất mang về phòng th nghiệm s làm phá hủy ho c làm giảm các đoàn lạp đất, do đ làm tăng bề m t tiếp xúc của pha rắn trong đất, từ đ làm cho khả năng hấp ph của pha rắn tăng l n rất nhiều Ngoài ra, các phương pháp th c nghiệm được s d ng cho nghi n cứu dòng chảy ưu thế trong phòng th nghiệm c ng c th làm ảnh hưởng tới s di chuy n của KLN

2 k o ất

Nguy n t vi lượng nói chung có ái l c rất cao với các chất hấp ph , vì thế hàm lượng KLN trong dung dịch đất tương đ i nhỏ ác hạt keo c th hoạt động như những chất mang KLN vì chúng c hoạt t nh cao, kh i lượng ri ng nhỏ, lại nh hơn nước do đ c th dễ dàng lơ l ng (Totsche và Kügel Knabner, 2004) Trong các mẫu nước ngầm n m b n dưới các khoang th nghiệm hạt nhân ở khu th nghiệm Nevada, các KLN như n, Co, Sb, Cs, Ce và Cu đều được tìm thấy ở trạng thái liên kết với các hạt keo (Buddemeier và Hunt, 1988)

Những ứng d ng b n các phế liệu hữu cơ cho đất c th gây ra s v n chuy n KLN c ng với các v t chất hạt rong đất với cấu trúc không bị xáo trộn, các l h ng lớn của đất hoạt động như các ng dẫn dòng chảy, các chất gây ô nhiễm kết hợp với v t chất (hạt hữu cơ c th di chuy n một cách nhanh chóng thông qua các ng dẫn này xu ng các lớp đất sâu hơn (Oygarden và nnk, 1997) rong một thí nghiệm lysimet với đất được b n b n, Keller và cộng s (2002 thấy r ng lượng KLN li n kết các v t chất hạt chiếm trung bình khoảng 20% lượng KLN có trong nước rỉ khỏi ng lysimet

Vai trò của chất keo trong việc tạo điều kiện thu n lợi cho việc v n chuy n KLN được uyết định bởi loại keo, nguy n t KLN c th , nồng độ KLN và các thuộc t nh của đất Người ta đã uan sát thấy r ng s gia tăng diện t ch bề m t keo, điện t ch của keo, pH và các H trong dung dịch c th tạo điều kiện thu n lợi cho việc v n chuy n KLN của keo uy nhi n, KLN c ng c th kết hợp với các hạt keo làm tăng k ch thước của chúng và do đ khiến chúng di chuy n ch m hơn Ngoài ra việc gia tăng nồng độ các KLN c th ảnh hưởng đến s đông t , keo t gây hạn chế dòng chảy và tắc ngh n đường dẫn (Karathanasis, 1999) thông ua việc hình thành li n kết giữa các cation và keo ây ch nh là yếu t làm giảm khả năng di chuy n của KLN

2.4 S ứ ữ ơ – k loạ ò t

ác hợp chất hữu cơ trong đất c th tạo phức với các ion kim loại được chia thành ba nhóm chính (Senesi, 1992): (i) các phần t có nguồn g c t nhi n từ các sinh v t đất, có cấu trúc và t nh chất h a học đã được xác định (polysaccarit, axit amin, polyphenol và các axit béo), ii các “dị v t” hữu cơ sinh học có nguồn g c nhân tạo từ các hoạt động nông nghiệp, công nghiệp và từ các khu đô thị và (iii) các hợp chất humic bao gồm axit humic, axit fulvic và humin Axit fulvic chiếm một t

lệ đáng k lượng cacbon hữu cơ CHC có th tạo phức với KLN b ng cách hình thành các li n kết giữa KLN (Cu, Fe, Cd, Zn, V, Ni với các nhóm chức cacboxylic, phenolic (Saar và Weber, 1982) và với các phân t hữu cơ c nguồn g c từ các hóa chất s d ng trong nông nghiệp, công nghiệp và chất thải đô thị

Cation có xu hướng tạo thành các phức bền vững với các ph i t hữu cơ hức của DOM với Cu và Cd bền vững hơn so với phức của O với b và Zn Hơn 50% Cd được giữ lại trong CHC (Karapanagiotis và nnk, 1991) Axit humic và fulvic c nguồn g c từ bùn đ ng một vai trò uan trọng trong s biệt hóa các KLN Senesi và cộng s 9 9 đã báo cáo r ng hợp phần axit humic của đất được b n

b n thải c khả năng chọn lọc các nguy n t đ tạo phức (Cu2+

, Fe2+, Ni2+, Zn2+,

Cr6+ , khi đ các ion kim loại k m n định hơn s được giải hấp và bị thay thế (Mn2+, V, Ti, Mo)

Người ta đã tìm thấy trong các phân t hữu cơ “dị v t” đã n u ở tr n, c những tác nhân c th tạo phức với KLN V d , các ph i t chelat dưới đây c th được tìm thấy trong chất thải b n thải và nước thải : nitrilotriaxetat (NTA), 2,2'-[(2-Hydroxyethyl)imino]diaxetat (HIDA), dihydroxyethylglyxin (DHG), triethanolamin (TEA), axit hydroxyethylenthylen diaminotriaxetic (HEDTA), axit diethylenetriaminepentaaxetic (DTPA), CDTA (trans - 1,2-cyclohexyl - diamin - N, N,N,N tetraaxetat), ethylen - bis -oxyethylenenitrilo - tetraaxetat (EDDHA), HBED (N,N-bis (2-hydroxy-ediamin benzyl) ethylen-N – N - diaxetat), axit oxalic, axit gluconic, và axit xitric (Lasat, 2002; Martell, 1975; Russel và nnk, 1998) Những hợp chất này đã được phát hiện ở trong các con sông (Hoffman và nnk, 1981) và trong các đới thấm nước (Jardine và nnk, 1989) Người ta c ng đã uan sát thấy r ng KLN như Cd, Cu và b được giữ lại bởi các phần t hữu cơ phân t lượng thấp ho c trung bình

Việc hình thành phức KLN – ph i t hữu cơ ng m nước c th được trình bày như sau:

M a+ (nướ ) + xH 2 O ↔ M(H 2 O) a+ x (nướ ) (3) M(H 2 O) a+ x (nướ ) + L b- (nướ ) ↔ ML a-b (nướ ) + x H 2 O (4)

Trong đ là các ion KLN và L là ph i t , lượng KLN và các ph i t có

th thay đ i t y thuộc vào đ c t nh h a học của cả hai chất tham gia phản ứng

S n định của các phức ph thuộc vào các h ng s cân b ng – th hiện ái

l c của các ion với các ph i t Nếu một phản ứng diễn ra theo nhiều b c thì m i

b c lại c một h ng s cân b ng ri ng, t ng hợp các h ng s cân b ng đ , ta được

h ng s chung cho cả phản ứng c của các phản ứng ph thuộc vào s kết hợp giữa ph i t và ion H+

O H M L

ML

2

(5) rong đ βi là h ng s cân b ng cho b c phản ứng thứ i

Các h ng s cân b ng của phức “KLN – axit fulvic” rất khác nhau t y thuộc vào chức năng, bản chất của các CHC sinh ra axit fulvic ban đầu và ph thuộc vào

pH (tăng khi pH tăng ác h ng s cân b ng của phức KLN – CHC tăng khi kh i

lượng phân t H tăng ác ph i t chelat tạo thành phức khá bền với các KLN và chúng c th “lôi k o” KLN ra đ hình thành li n kết ngay cả khi KLN đ đang được giữ lại bởi các H khác iều này làm tăng khả năng di chuy n của các KLN khỏi các vị tr lắng đọng – nơi s d ng các dư lượng c chứa các ph i t hữu cơ nhân tạo như axit ethylenediamin tetraxetic (EDTA) ho c NTA

2 t ờ ò ả b ặt

S di chuy n của KLN xu ng các tầng sâu hơn diễn ra mạnh trong đất cát c tính axit, nơi mà các uá trình hấp ph diễn ra không đáng k và khả năng thoát nước ở mức trung bình đến cao t nh thấm dao động rất lớn từ đến > 300 mm/h)

S di chuy n này c ng c th xảy ra nhanh hơn trong lớp đất b n dưới > 0 cm , nơi c hàm lượng H và khoáng s t thấp hơn Khả năng di chuy n của KLN thường tăng l n khi nồng độ của chúng vượt uá khả năng giữ lại của đất KLN c

th bị r a trôi ua phẫu diện đất dưới dạng các cation hydrat h a, oxyanion và phức hữu cơ ho c vô cơ

X i mòn đất và dòng chảy bề m t là những cơ chế khác c th thúc đẩy s di chuy n của KLN Barrel và cộng s (1993 đã tiến hành th nghiệm xác định hàm lượng KLN trong nước mưa chảy tràn ua đường cao t c và báo cáo r ng trong các dòng chảy này c chứa khoảng 45 ÷ 798 mg/l chất rắn lơ l ng ~ 0,1 ÷ 1,8 mg/l Pb

và ~ 0,1 ÷ 1,0 mg/l P Cr, Fe, Mn, Cu, Ni, Pb, Cd c ng được phát hiện trong các dòng chày tràn bề m t ua đường giao thông và trong các trầm t ch do các dòng chảy tràn này đem lại (Barbosa và Hvitved - Jacobsen, 1999; Rietzler và nnk, 2001) Moore và cộng s 99 , Quilbe' và cộng s 2004 c ng đã nh n thấy s gia tăng hàm lượng KLN trong các dòng chảy tràn ua các khu v c canh tác sau khi s d ng thu c bảo vệ th c v t Hàm lượng này ph thuộc vào các thuộc t nh và khả năng giữ lại KLN của đất, cường độ và lượng mưa, lượng dòng chảy c ng như các ứng d ng nông nghiệp khác ác khu v c khai thác mỏ bỏ hoang c th giải ph ng một lượng lớn các KLN do s thoát nước từ các mỏ c t nh axit, s x i mòn tại các bãi thải và các khu v c phế phẩm S hiện diện hay vắng m t của thảm th c v t, đ c đi m địa hình, lượng mưa là các yếu t ảnh hưởng lớn đến quá trình xói mòn (Clark và nnk, 2001; Lee và nnk, 2001) Ongley và cộng s (200 đã uan sát thấy tại các bãi thải

mỏ, hàm lượng KLN là rất lớn: As (32.000 mg/kg), Pb (41.000 mg/ kg), Zn (17.000 mg/kg và tại vị tr cách bãi thải mỏ này 6 km, hàm lượng KLN vẫn còn khá cao (từ

0 đến 100 mg/kg)

1.2.6 B ơ

uá trình bay hơi của một s KLN nhất định xảy ra thông ua hoạt động biến đ i thành các dạng hydrit ho c dạng methyl h a được th c hiện bởi vi khuẩn Những dạng này ho c là có đi m sôi thấp và / ho c có áp suất hơi cao, do đ c th

dễ dàng bay hơi Methyl hóa được coi là quá trình bay hơi ch nh của As, Hg và Se trong đất và trầm t ch, kết uả là giải ph ng ra khí methyl độc hại dưới dạng alkylarsin (Franken Berger và Benson, 1994; Wood, 1974) ạng asen bay hơi từ đất và nước là As (III) và As (V), di - và trimethylarsin Tuy nhiên, hai alkylarsin này lại c th bị hấp ph tr n oxit sắt Hầu hết các nhà khoa học th ng nhất r ng

uá trình bay hơi của Hg trải ua ba bước sau: giảm Hg (II xu ng thành Hg (0), phân tán ho c v n chuy n kh i Hg (0) tới bề m t đất và sau đ v n chuy n vào khí

uy n b ng cách khuếch tán ho c chuy n kh i (mass flow) (Bizily và cộng s , 2002; Grigal, 2002) ương t như asen, selen c th được oxy hóa và sau đ bị biến đ i bởi VSV thành dạng dimethyl – selenide là một hợp chất dễ bay hơi CHC của đất c ng c th g p phần làm tăng khả năng bay hơi của Se

1 3 ác yếu tố ảnh hưởng tới sự di chuyển của KL trong đất lúa

1.3.1 pH

Nhìn chung, pH là thông s ch nh ki m soát s hòa tan, t nh linh động và s

di chuy n của KLN vì n ki m soát khả năng hòa tan của các hydroxit, cacbonat và photphat của kim loại pH của dung dịch đất c ng ảnh hưởng tới s hình thành c p ion và phức, điện t ch bề m t và s hòa tan của chất hữu cơ ppel và Ma, 2001; Huang và nnk, 2005; Lebourg và nnk, 1998)

Khả năng hòa tan của KLN c th bị ảnh hưởng đáng k chỉ với một s thay

đ i nhỏ của giá trị pH Khả năng hòa tan kim loại và độ hoạt động của ion kim loại

s giảm khi pH tăng l n Khi pH giảm, s giải ph ng KLN từ trầm t ch sông diễn ra theo thứ t sau: a ≈ n > Fe > Ni > n > d > l > b > u, điều này ph thuộc

vào hợp phần rắn li n kết với KLN uyks và nnk, 2002 pH đất ki m soát s di chuy n của KLN từ hợp phần này sang hợp phần khác của đất v d về các hợp phần này như KLN c th bị giữ ch t trong cấu trúc tinh th của khoáng thứ sinh khoáng : và 2: , hấp ph tr n oxit Fe – n, tr n cacbonat ho c kết tủa dưới dạng cabonat… askall và hornton 99 nh n thấy s gia tăng t lệ dạng linh động của b và n khi pH < 5 attlet và cộng s 2002 nh n x t r ng khi pH của dung dịch đất tăng thì khả năng hoạt động của n2+

bị giảm đi, các tác giả này kết

lu n r ng s hấp ph của H và s hình thành khoáng franclinit c th l giải cho

xu hướng này

pH đất ảnh hưởng đến nhiều uá trình trong đất bao gồm cả s hấp ph KLN oekhold và cộng s 99 uan sát thấy s hấp ph d tăng gấp đôi m i khi tăng 0,5 đơn vị pH từ , tới 4,9 rong đất cát, pH tăng đơn vị s làm gia tăng

s hấp ph ion lên 2 ÷ 0 lần S loại bỏ Ni khỏi dung dịch b ng khoáng pyrophylit tăng mạnh khi pH tăng từ 6 l n 7,5 ho c cao hơn Scheidegger và nnk, 996

uá trình ng p nước của đất làm cho pH tăng S thay đ i đ lớn hay nhỏ được uyết định bởi khả năng đệm của đất và thời gian ng p nước Conner (1918) và illespie 920 là những người đầu ti n phát hiện ảnh hưởng của việc ng p nước đến độ chua của đất ộ chua của đất chịu ảnh hưởng của lượng nước một cách rõ rệt

S thay đ i độ chua của đất đi đôi với s thay đ i của một s thành phần, đ c biệt là nồng độ sắt và mangan iá trị pH của đất cao l n rõ rệt c ng với s gia tăng lượng nước trong đất ennett 9 2 uan sát thấy r ng độ chua trao đ i của đất trồng lúa ở trạng thái khô và trạng thái ng p nước khác nhau khá rõ Khi đất ở trạng thái khô pH

là 4,5 ÷ 5,0 trong khi đ pH là 6,5 ÷ 7,0 khi ng p nước Khi cạn nước s thay đ i đ

s theo chiều ngược lại pH tăng l n trong đất ng p nước gắn liền với s tăng cao nồng độ của NH3, Fe2+, Mn2+ ác hydroxit của chúng đều là những bazơ yếu c th

trung hoà ion hydro của đất làm cho độ chua của đất giảm xu ng

2 ế ox ó k

Khi dẫn nước vào ruộng, mức độ thoáng kh của đất lúa hạ thấp, nồng độ oxy giảm làm cho Eh của đất lúa hạ thấp đáng k S giảm thế oxy h a kh gây ra uá trình keo t của cấp hạt s t Wada và nnk, 9 Sae iew và nnk, 2004 iều này

c th giải th ch bởi s gia tăng nồng độ của các cation trong dung dịch, đ c biệt là các cation h a trị II S gia tăng nồng độ các cation c th làm cho điện t ch bề m t của phần s t t âm điện hơn và thúc đẩy s keo t Nguyen và nnk, 2009 uá trình keo t s làm giảm khả năng hấp ph KLN của keo đất, đồng thời hạn chế khả năng

di chuy n của KLN c ng với các hạt keo

iều kiện oxy h a kh ảnh hưởng tới các dạng tồn tại của KLN trong đất V

d ở điều kiện oxy h a thì n kết tủa dưới dạng các đ m nhỏ ho c kết hạch nhưng

ở điều kiện kh n bị hòa tan nhiều hơn Sposito, 1989); Vanadi tồn tại ở các trạng thái oxy h a: +2, + , +4 và +5 trong đ V (IV) và V V là các dạng chủ yếu và dễ hòa tan nhất ở điều kiện kh trung bình và yếm kh S kh tới V V làm giảm khả năng linh động của V Fox và oner, 2002

Bảng 5 Ảnh hưởng a ều k n t tớ khả năng l nh ng a KLN

Nguồn: Plant và Ra well (1983)

rong những v t liệu yếm kh như trầm t ch, KLN thường li n kết với H , sunfit, ở mức độ nhỏ hơn là cacbonat và những phần khoáng khác antwell và nnk,

2002 Khi v t liệu trầm t ch tiếp xúc với điều kiện oxy h a trong một thời gian dài, một s KLN nhất định như d được giải ph ng ambrell và nnk, 9 0 Motelica‐Heino và nnk, 2003) ưới điều kiện thiếu oxy, sunfit c th li n kết hiệu uả với n và d Lu và hen, 977 S oxy h a sunfit thành sunfat ở trầm

t ch yếm kh dưới lòng sông gây ra s giải ph ng d, Ni, b, n, Fe và n rooks

và nnk, 1968; Patrick và nnk, 1977) Khi thế oxy h a kh của đất ô nhiễm bị thay

đ i tới -60 mV, nồng độ hòa tan của d và b giảm trong khoảng pH từ 5 ÷ 6 (Davranche và Bollinger, 2001)

ảng 5 t m tắt t nh linh động của kim loại vết trong m i uan hệ với pH và thế oxy h a – kh Eh heo lant và Raiswell 9 , nhiều kim loại linh động hơn trong các điều kiện axit, oxy h a và bị c định rất mạnh trong các điều kiện kiềm và kh

kh iều này dẫn đến xu hướng t ch t H Nghi n cứu của aie và cộng s

2004 cho thấy H ở đất lúa bắt nguồn từ một phần của H hòa tan r a trôi từ tầng canh tác một phần là những hợp chất phân t nhỏ được c định bởi s tạo phức với oxit sắt Sahrawat 2004 cho r ng s t ch l y các H trong đất lúa là do

s thiếu oxy trong điều kiện ng p nước kết hợp với s thiếu vắng chất nh n điện t ,

đ c biệt là Fe3+ và SO42- o s vắng m t những chất nh n điện t n n s oxy h a các H s không hiệu uả khi giá trị Eh thấp Nếu uá trình này chiếm ưu thế, toàn bộ lượng tàn dư th c v t s t ch l y

Lúa n m trong nh m th c v t được biết đến với khả năng si u t ch l y silic

đ hình thành phytolith 0 đến 5% SiO2 trọng lượng khô arschner, 995 hytolith c cấu trúc silicat h a hình thành từ axit monosilixic Si OH 4 Axit này được hút từ rễ cây và được t ch l y trong và ngoài phân t xenlulo ở cả lá, thân và

rễ cây lúa Wilding, 967 arr và Sullivian, 2005 Sau khi thu hoạch, rơm rạ c

th được v i ho c đ t và b n trở lại đồng ruộng Vì v y, một lượng lớn phytolith

được t ch l y trong đất rong điều kiện ng p nước, KLN trở n n linh động hơn khi

li n kết với H hòa tan uy nhi n, phytolith c khả năng làm giảm bớt s linh động này nhờ khả năng si u hút thu H Wilding và cộng s 967 đã d ng phytolith đ hút thu tới 5% các H Nguyễn Ngọc inh và cộng s 20 đã nghi n cứu về khả năng x l chất ô nhiễm của phytolith tách chiết từ cây lúa Kết

uả cho thấy, E của phytolith đạt xấp xỉ 60 cmol/kg Khả năng hấp thu chất hữu cơ của phytolith, ở đây là axit humic, đạt tới 5,25 g/kg Nh m nghi n cứu đưa

ra kết lu n r ng phytolith c khả năng hấp ph k p đ i với cation kim loại và anion hữu cơ thông ua hai cơ chế là hấp ph phân t và hấp ph ion Như v y, s c m t của phytolith trong đất lúa là thành phần uan trọng trong việc ngăn cản s di chuy n xu ng các tầng sâu hơn của KLN

N i chung, s t ch l y H trong đất c th là do lượng H đầu vào lớn,

ho c do s phân hủy ch m trong điều kiện yếm kh hytolith đ ng vai trò uan trọng trong việc hút thu và t ch l y H trong đất S t ch l y H c ng như phytolith g p phần vào khả năng c định KLN trong đất lúa thông ua uá trình hấp

ph KLN tr c tiếp ho c c định các H hòa tan c chứa KLN b n trong cấu trúc phân t

Đ ng thá a DOM

E của H là rất lớn do chúng c chứa các nh m chức mang điện t ch âm như hydroxin -OH), cacboxin (-COO- … v d như E của axit humic là 50 cmol/kg oocbunop, 974 Vì thế, các H đ c biệt là O c ảnh hưởng lớn đến động thái của KLN

Nồng độ của O trong đất lúa lớn hơn so với những loại đất khác uy nhi n, những nghi n cứu về động thái của O trong đất lúa còn t được biết đến

àn dư th c v t đ ng vai trò uan trọng trong việc hình thành O ở đất lúa Lu

và nnk, 2000, 2002, 2004 rong th nghiệm lysimet của aie và cộng s 2004 cho thấy c đến 200 kg /ha mất khỏi tầng canh tác trong su t uá trình trồng lúa xấp xỉ 4 tháng Khoảng 20 ÷ 6 0 kg O /ha di chuy n từ tầng canh tác xu ng tầng dưới ichalzik và nnk, 200 S c định O bởi phần khoáng của đất và khả năng ch ng lại s phân hủy sinh học ph thuộc ch t ch vào điều kiện oxy h a

kh Sắt oxyhydroxit FeO OH là chất hấp ph ch nh với O trong điều kiện oxy h a Jardine và nnk, 9 9 Kaiser và uggenberger, 2000 lại c th bị hòa tan dưới điều kiện kh iều này là một trong những nguy n nhân dẫn đến s hình thành dòng O lớn trong điều kiện yếm kh S hấp ph O bởi nhôm hydroxit

ho c các khoáng đất c th b lại s suy giảm khả năng c định O của FeO OH iều này vẫn chưa được nghi n cứu chi tiết, m c d rybos và cộng s

2007, 2009 kết lu n r ng s gia tăng khả năng hòa tan của H là yếu t uyết định s di động của H dưới điều kiện kh hơn là s hòa tan FeO OH m lại,

s hình thành lượng lớn O trong đất lúa là do điều kiện kh của đất ng p nước, lượng tàn dư th c v t và một phần từ s hòa tan của FeO(OH)

O trong đất lúa còn đ ng g p đáng k vào s hình thành các H c định trong đất Kalbitz và Kaiser, 200 S kết tủa O bởi các cation đa h a trị

đ ng g p vào s c định O trong đất rừng c phản ứng chua (Scheel và nnk,

2007 uy nhi n, khả năng kết tủa O dưới điều kiện yếm kh và khả năng

ch ng lại s phân hủy sinh học vẫn còn t được biết đến Nierop và cộng s 2002

nh hưởng của s thay đ i thường xuy n điều kiện oxy h a kh tới động thái của O vẫn còn t được biết đến, m c d uá trình rất ph biến trong đất lúa S dao động ngắn hạn của điều kiện oxy h a và kh sắt dẫn đến s gia tăng khả năng linh động của lượng cacbon bám tr n keo s t và thúc đẩy khả năng tinh th h a của dạng sắt hydroxit hompson và nnk, 2006 Như v y, s thay đ i li n t c giữa điều kiện oxy h a và kh c th dẫn đến s hình thành O trong đất đồng thời c ng tạo điều kiện cho việc hình thành H bền vững từ O

S di chuy n của O c ảnh hưởng lớn đến khả năng di động của KLN trong đất Khi O di chuy n xu ng tầng sâu hơn, chúng mang theo cả những KLN

li n kết với chúng những b ng chứng cho thấy hàm lượng CHC là một trong

những thành phần uan trọng ki m soát s hấp ph của u II và b II trong đất lúa Liang a, Renkou Xu và Jun Jiang, 20 0 Song th c tế cho thấy, keo hữu cơ thường không bền, chúng bị phân hủy khoáng h a nhanh trong quá trình khai phá, trồng trọt ác nhà th nhưỡng học đều cho r ng phần lớn E của đất là do s đ ng

g p của khoáng s t o đ , không th phủ nh n ảnh hưởng của thành phần khoáng

s t trong đất tới khả năng di động và t ch l y của KLN trong đất lúa

1.3.4 S t á ất ó KLN trong ất

S hình thành các hợp chất h a học là một trong những yếu s uan trọng ảnh hưởng tới khả năng linh động, hòa tan và dễ ti u của KLN Ion KLN c th kết hợp với các cấu t hữu cơ, vô cơ, các hợp chất trong dung đất ho c trong v ng rễ

ác cấu t đ c th là các hydroxit, cacbonat, sunfat, nitrat, clorit, O ho c ph i

t chelat S phân b của các ion kim loại luôn được ki m soát bởi thế oxy h a kh ,

pH và khả năng hòa tan của các hydroxit, cacbonat, oxit và sunfit Lebourg và cộng

s 99 khi nghi n cứu bảy loại đất ở v ng alais, háp đã thấy r ng dạng b2+

chiếm ưu thế ở pH < 6,5 nhưng ở pH cao hơn, dạng phức cacbonat của b lại chiếm

pH thấp, trong khi ở pH cao chúng làm giảm khả năng kết tủa của KLN, c th là

do s hình thành các dạng humat của kim loại Sparks và nnk, 997a,b S bền vững của phức kim loại – H bị ảnh hưởng bởi pH u, b và r c khả năng hình thành các phức hữu cơ bền vững, trong đ phức u bị tan rã ở pH thấp

Hơn nữa, đất lúa chứa một lượng đáng k khoáng phytolith ong và nnk, 2007 Wickramasinghe và Rowell, 2006 – loại khoáng c ảnh hưởng đáng k tới s t ch

l y KLN

ột s nguy n t c trong cấu trúc khoáng s t c ng đ ng vai trò nhất định đ i với s hấp ph KLN thông ua các phản ứng oxy h a kh Fe3+ và Fe2+ c m t trong rất nhiều các loại khoáng nguy n sinh và thứ sinh S kh Fe3+ về Fe2+ làm cho điện

t ch lớp khoáng s t trở n n âm hơn và do đ gia tăng khả năng hấp ph KLN

S di chuy n của Fe2+ theo nhiều hướng và b ng uá trình trầm t ch, bồi lắng

là đ c trưng cho đất trồng lúa, do khả năng di động của Fe2+ cao trong su t thời kỳ

ng p nước ong, 9 6 uá trình trầm t ch sắt dưới điều kiện kh không ph biến trong đất trồng lúa trẻ nhưng lại ph biến trong đất trồng lúa lâu đời ong và Xu,

990 , khi đ s thẩm thấu xu ng dưới và s tái kết tủa s gây ra s hình thành tầng bồi lắng giàu sắt h nh tầng bồi lắng này s làm giảm t nh linh động của KLN thông ua cơ chế hấp ph

rong đất lúa, s hiện diện của các khoáng allophan và phytolith làm gia tăng hàm lượng silic, do đ làm tăng t lệ SiO2/Al2O3 (Kögel-Knabner, 2010)thúc đẩy s hình thành các khoáng 2: iều kiện ẩm của đất trồng lúa hình thành từ đất ph sa làm gia tăng s hình thành smectit Hassannezhad và nnk, 2008 i loại khoáng khác nhau c khả năng hấp ph khác nhau đ i với KLN Như đã n i ở tr n, E của đất ph thuộc khá lớn vào thành phần khoáng s t của đất ác loại s t khác nhau c CEC khác nhau ác khoáng 2: như nh m smectit thường c E lớn ontmoriollit n m trong nh m smectit c E khoảng từ 60 ÷ 20 cmol/kg ác khoáng : thường c E thấp nhất Kaolinit là khoáng : đ c trưng ở v ng nhiệt đới c E n m trong khoảng ÷ 0 cmol/kg Vì thế, s biến đ i khoáng s t c li n uan tr c tiếp tới s t ch l y KLN

làm tăng khả năng giữ nước của tầng m t Eickhorst và ippkötter, 2009 , đồng thời c ng ngăn cản s di chuy n của KLN xu ng tầng đất sâu hơn, làm cho thời gian lưu của KLN ở tầng đất m t lâu hơn Hoạt động cày bừa làm xáo trộn, đưa oxy vào trong đất và thay đ i điều kiện h a l của tầng đất b n tr n, từ đ gián tiếp làm thay đ i dạng tồn tại của KLN ở tầng đất này

KLN c th bị r a trôi khỏi các tầng đất một cách đáng k do việc tăng cường s d ng thu c trừ sâu, b n thải, nước thải ngành g và rác thải c t nh axit hân b n được công nh n là một nguồn đưa KLN vào đất driano, 200 Gimeno‐ arcia và nnk, 996 Jeng và Singh, 995 đ c biệt là phân photphat He

và cộng s 2005 công b r ng đá photphat c chứa s, d, r, u, b và n với hàm lượng trung bình lần lượt là , 25, , 2, 0 và 2 9 mg/kg d là nguy n t đáng lưu nhất vì hàm lượng của n th biến đ i từ 0 ÷ 50 mg/kg trong một vài loại phân photphat o đ , d là thành phần nhạy cảm nhất cần được lưu tâm đ i với s t ch l y trong nông sản từ việc s d ng phân b n và từ các biện pháp b sung dinh dưỡng cho đất khác cLaughlin và nnk, 999

n cạnh đ , việc s d ng phân b n c th làm thay đ i các t nh chất đất li n uan tới khả năng hữu hiệu của kim loại hân nitơ – amoni đã được chứng minh là làm giảm pH đất trong v ng rễ, điều này làm thay đ i khả năng hữu hiệu của các KLN n, u và n ench, 99 h m vào đ , s hình thành phức của kim loại d, o, u, Ni và n với NH3 c th ảnh hưởng tới khả năng hữu hiệu của KLN do các phức này c h ng s bền cao Ringbom, 96

Khoáng photphat kim loại ki m soát khả năng hòa tan kim loại trong dung dịch đất và hình thành n n kết tủa photphat kim loại ã c những nghi n cứu cho thấy r ng s gia tăng hydroxyapatit đã làm giảm khả năng hòa tan của b2+

, Ni2+,

Cd2+, Co2+, Sr2+ ho c U Seaman và nnk, 200 hotphat hòa tan, đá photphat và các loại phân b n như monoamoni photphat hay diamoni photphat làm giảm khả năng linh động của d, b và n, c th là do s hình thành khoáng kim loại

c owen và nnk, 200 uy nhi n O trong dung dịch c th bao uanh bề

m t photphat, từ đ làm hạn chế s hấp ph l n các hợp chất photphat, làm giảm cả

về lượng và t c độ kết tủa photphat

Việc s d ng đá vôi và sản phẩm thải c t nh kiềm như beringit – một loại aluminosilicat biến t nh – làm gia tăng pH và lượng kim loại kết tủa ernigit làm giảm khả năng linh động của KLN driano và nnk, 2004 chủ yếu là do s kết tủa, trao đ i ion và hình thành tinh th eolit làm giảm khả năng hòa tan của KLN thông ua s thay đ i pH đất và ở một mức nào đ là thông ua việc giữ các KLN

tr n bề m t của chúng ench và nnk, 99 Wingenfelder và nnk, 2005 Khả năng này của zeolit t ng hợp c xu hướng hiệu uả hơn so với zeolit t nhi n Oxit sắt

ng m nước c ng là một hợp chất c khả năng làm giảm khả năng linh động của kim loại Kukier và haney, 200

Việc đưa H vào đất làm tăng hàm lượng H hòa tan – tác nhân c th hình thành phức với KLN Hơn 90% u, b và n tạo phức với CHC hòa tan và keo khoáng (Al – Wabel và nnk, 2002 lan uart và cộng s 999 nh n thấy s di chuy n của u và b trong phẫu diện đất được b sung H c th là do s giải

ph ng ra các H hòa tan c d lượng KLN hòa tan c tăng l n sau một thời gian dài s d ng H , nhưng s gia tăng lượng kim loại hấp ph và do đ làm giảm khả năng dễ ti u sinh học c ng đã được báo cáo iều này được giải th ch là do s tăng cường của các pha hấp ph KLN hubin và Street, 9 Li và nnk, 200

1.4 Mô hình mô phỏng sự phân bố và di chuyển của KL trong đất

Khi nghi n cứu về khả năng di chuy n của các chất ô nhiễm n i chung và KLN n i ri ng trong môi trường, việc s d ng các th nghiệm lysimet đ xác định s lan truyền của chất ô nhiễm là khá t n k m và g p nhiều kh khăn trong tri n khai, trong khi đ các mô hình mô phỏng lại c những ưu thế như t c độ t nh toán, khả năng ph i hợp và điều chỉnh các biến s … nhờ s h trợ của máy t nh ồng thời các

mô hình s này c th đem lại bức tranh rõ ràng hơn về s di chuy n xu ng các tầng đất sâu và nước ngầm của các chất ô nhiễm o v y, mô hình h a đang trở thành một công c được s d ng ngày càng ph biến Với điều kiện ng p nước, hiện c một s

mô hình được xây d ng chuy n biệt đ mô phỏng s di chuy n của các chất ô nhiễm

từ lớp nước bề m t vào đất, v d như: Hydrus – 1D ( imunek và nnk, 99 ,

RI EW Williams và nnk, 1999), GLEAMS-PADDY (Chung và nnk, 2003)

Mô hình Hydrus – được giới thiệu bởi imůnek và nnk (1998), là mô hình c khả năng mô phỏng uá trình thẩm thấu nước và s di chuy n các chất hòa tan trong một không gian một chiều với một s điều kiện bi n khác nhau ô hình được xây d ng d a tr n phương trình Richards:

X

qc X

c D X t

S t

), θ (L3 L-3 là dung t ch nước, ρ (M L-3 là dung trọng, D

(L2 T-1 là hệ s phân tán của pha lỏng, q (L T-1 m t độ dòng, t (T) và X L bi u

diễn thời gian và phân b không gian ương uan giữa nồng độ hòa tan chất nghi n cứu trong pha lỏng và lượng hấp ph tr n pha rắn được bi u diễn theo

phương trình Freundlich: S = K d C e β với K d (L β M-β là hệ s phân b Freundlich

Hydrus – cho ph p t nh đến các tương tác tuyến t nh và phi tuyến t nh của các chất hòa tan với pha rắn thông ua các phản ứng cân b ng ho c không cân

b ng giữa các chất hòa tan và chất hấp ph Ngoài ra, mô hình này c khả năng được t ch hợp đ mô phỏng s chuy n h a của các chất hòa tan theo một chu i li n tiếp, v d : mô tả s phân rã của các thu c trừ sâu hay các hợp chất clo hữu cơ dễ bay hơi Schaerlaekens và nnk, 999 asey và imunek, 200 , các chất ph ng xạ (Mallants và nnk, 200 , các chất bài tiết Casey và nnk, 200 , 2004 và rất nhiều các chất h a học khác uy nhi n, những tương tác giữa các thành phần khác nhau hiện vẫn chưa được gắn kết trong mô hình Hydrus – khắc ph c điều này, các phản ứng địa h a được t ch hợp vào Hydrus – thông ua việc kết hợp với

mô hình địa h a HREE

Với t nh năng cho ph p mô phỏng điều kiện ng p nước, Hydrus – 1D thích hợp cho việc phân t ch các uá trình di chuy n, r a trôi các chất hòa tan trong điều kiện đất trồng lúa Nguyễn Ngọc inh và nnk 2009, 20 0 đã s d ng Hydrus –

đ mô phỏng s r a trôi của các chất gây ô nhiễm nước ngầm như KLN và nitrat trong đất lúa với các điều kiện áp suất thủy tĩnh biến thi n Nhờ t nh năng cho

ph p thiết l p các điều kiện ph hợp đ mô phỏng trong cả điều kiện đất khô hay điều kiện đất ng p nước thường xuy n n n Hydus – c tiềm năng s d ng rộng rãi trong các điều kiện th nhưỡng ở Việt Nam