Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý

Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý

i

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan rằng, số liệu và các kết quả nghiên cứu trong khóa luận tốt nghiệp này là trung thực và chưa hề được sử dụng

Tôi xin cam đoan rằng, mọi sự giúp đỡ cho việc thực hiện khóa luận tốt nghiệp này đã được cảm ơn và các thông tin trích dẫn trong khóa luận tốt nghiệp này đã được ghi rõ nguồn gốc

Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014

Sinh viên

Nguyễn Thị Thúy

ii

LỜI CẢM ƠN

Để hoàn thành khóa luận tốt nghiệp, ngoài sự nỗ lực của bản thân, tôi

đã nhận được rất nhiều sự quan tâm giúp đỡ nhiệt tình của các tập thể, cá nhân trong và ngoài trường

Trước hết, tôi xin chân thành cám ơn thầy giáo TS Nguyễn Thế Bình, giảng viên bộ môn Vi sinh vật, Khoa Môi Trường, Trường Đại học Nông nghiệp Hà Nội đã tận tình hướng dẫn, chỉ bảo cho tôi trong suốt quá trình thực hiện khóa luận tốt nghiệp

Tôi xin chân thành cám ơn các thầy cô giáo, cán bộ phòng thí nghiệm của Bộ môn Vi sinh vật đã tận tình giúp đỡ tôi hoàn thành đề tài

Xin chân thành cám ơn các thầy cô giáo, cán bộ, công nhân viên bộ môn Khoa học Đất, Khoa Quản lý đất đai và phòng phân tích JICA đã tạo mọi điều kiện giúp đỡ tôi trong suốt thời gian thực hiện khóa luận

Xin chân thành cảm ơn tới các bác, các chú lãnh đạo UBND xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên đã giúp đỡ tôi trong quá trình thu thập

số liệu tại địa phương

Do thời gian và kinh nghiệm còn hạn chế nên khóa luận tốt nghiệp của tôi còn nhiều thiếu sót, tôi kính mong nhận được sự góp ý của các thầy cô giáo, bạn bè để khóa luận được hoàn chỉnh hơn

Xin chân thành cảm ơn!

Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014

Sinh viên

Nguyễn Thị Thúy

iii

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN i

LỜI CẢM ƠN ii

MỤC LỤC iii

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT vi

DANH MỤC BẢNG vii

Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ 1

1.1 Tính cấp thiết của đề tài 1

1.2 Mục tiêu và yêu cầu nghiên cứu của đề tài 2

1.2.1 Mục tiêu nghiên cứu của đề tài 2

1.2.2 Yêu cầu 2

Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 4

2.1 Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất sản xuất nông nghiệp 4

2.1.1 Trên thế giới 4

2.1.2 Tại Việt Nam 8

2.2 Cơ sở khoa học của việc xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng thực vật 15

2.2.1 Cơ sở khoa học của biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật 15

2.2.2 Giả thuyết giải thích cơ chế của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật 16

2.2.3 Công nghệ xử lý 17

2.2.3.1 Công nghệ cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilation) 17

2.2.3.2 Công nghệ chuyển dạng chất ô nhiễm (Phytotransformmation) 18

2.2.3.3 Công nghệ thoát hơi qua lá cây (Phytovolatilization) 18

2.2.3.4 Công nghệ chiết đất (Phytoextraction) 18

2.2.3.5 Công nghệ xử lý bằng vùng rễ (Rhizosphere Bioremediation) 19

2.3 Hiệu quả của việc xử lý đất ô nhiễm đất bằng công nghệ sinh học 19

iv

2.3.1 Cây cải xoong 20

2.3.2 Cỏ Vetiver 21

2.3.3 Dương xỉ 26

2.3.4 Cây đơn buốt, mương đứng và dừa nước 29

2.3.5 Một số loại cây khác 30

Phần 3: ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 32

3.1 Đối tượng nghiên cứu 32

3.2 Phạm vi nghiên cứu 32

3.3 Nội dung nghiên cứu 32

3.4 Phương pháp nghiên cứu 32

Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU 36

4.1 Đặc điểm chung về địa bàn nghiên cứu 36

4.1.1 Điều kiện tự nhiên, kinh tế xã hội xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 36

4.1.1.1 Điều kiện tự nhiên của xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 36

4.1.1.2 Đặc điểm kinh tế xã hội của xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 36

4.1.2 Hiện trạng làng nghề 38

4.2 Một số tính chất đất của khu vực nghiên cứu 40

4.3 Đánh giá chất lượng chế phẩm Mycoroot trước khi sử dụng 43

4.4 Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng sinh với nẫm rễ (AMF) 44

4.4.1 Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dương xỉ 44

4.4.2 Sinh trưởng phát triển của cây trồng thí nghiệm 46

4.4.3 Hàm lượng Pb tích lũy trong các bộ phận của cây dương xỉ 49

4.4.4 Tổng lượng Pb được loại bỏ khỏi đất bởi cây dương xỉ 53

v

4.4.5 Hàm lượng Pb còn lại trong đất sau thí nghiệm………56

Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 59

5.1 Kết luận 59

5.2 Kiến nghị 59

vi

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

4 IWMI The International Water Management

Institute (Viện quản lí nước quốc tế)

vii

DANH MỤC BẢNG

Bảng 2.1: Hàm lượng kim loại nặng trong đất và một số loại đá mẹ 4

Bảng 2.2: Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại đất ở khu mỏ hoang Songcheon 6

Bảng 2.3: Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác thiếc xã Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên 9

Bảng 2.4: Hàm lượng chì và cadimi trong đất tại Làng Hích 10

Bảng 2.5: Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác qặng Pb – Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên 11

Bảng 2.6: Kết quả phân tích một số chỉ tiêu kim loại nặng trong đất nông nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội 14

Bảng 2.7: So sánh ngưỡng chịu KLN của cỏ Vetiver và các loài cỏ khác 22 Bảng 2.8: Khả năng tích lũy As của 2 loài dương xỉ P.vittata và P.calomelanos 28

Bảng 4.1: Một số tính chất lí hóa học của đất nghiên cứu 40

Bảng 4.2: Hàm lượng chì tổng số và chì dễ tiêu trong đất nghiên cứu 42

Bảng 4.3: Sinh khối tươi của cây trồng sau 40 ngày thí nghiệm 46

Bảng 4.4: Sinh khối khô của cây trồng sau 40 ngày thí nghiệm 47

Bảng 4.5: Tổng lượng Pb được loại bỏ khỏi đất do sự hấp thụ của cây dương xỉ 53

viii

DANH MỤC HÌNH

Hình 2.1: Hàm lượng các kim loại nặng tổng số trong đất nông nghiệp xã Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 13 Hình 2.2: Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn sinh trưởng khác nhau 23 Hình 2.3: Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn sinh trưởng khác nhau 24 Hình 2.4: Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn sinh trưởng khác nhau 25 Hình 4.1: Quá trình phá dỡ bình ắc quy rất thủ công………39 Hình 4.2: Axít từ những bình ắc quy hỏng được xả thẳng ra môi trường 39 Hình 4.3: Bào tử nấm rễ quan sát trên kính hiển vi soi nổi……….44 Hình 4.4: Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dương xỉ 45 Hình 4.5: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong thân

lá dương xỉ sau 40 ngày trồng 50 Hình 4.6: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong rễ cây dương xỉ sau 40 ngày trồng 51 Hình 4.7: Hàm lượng chì tổng số còn lại trong đất………55 Hình 4.8: Hàm lượng chì dễ tiêu trong đất sau thí nghiệm.………57

1

Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ 1.1 Tính cấp thiết của đề tài

Hiện nay, ô nhiễm môi trường đang là vấn đề nóng bỏng trên toàn cầu Một trong những vấn đề đáng quan tâm và đang đe dọa sức khỏe con người là

ô nhiễm kim loại nặng trong đất Nguồn phát thải các kim loại nặng rất đa dạng, có thể do: sự phát thải từ các làng nghề tái chế kim loại, chất thải từ các nhà máy – khu công nghiệp, hoạt động khai mỏ, do sử dụng không hợp lí các loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật,…Ô nhiễm kim loại nặng do sự phát thải từ các làng nghề tái chế kim loại đang là vấn đề lớn ở nhiều quốc gia trên thế giới trong đó có Việt Nam do những tác động nguy hiểm đến hệ sinh thái nói chung và con người nói riêng

Theo các nhà chuyên môn, hàm lượng chì thải ra ở Đông Mai ở mức đáng lo ngại: trong nguồn nước, mức trung bình là 0,77mg/l, vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 7,7 - 15 lần Ở nơi ao hồ đãi và đổ xỉ hàm lượng là 3,278mg/l; vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 32 - 65 lần Còn trong đất, hàm lượng chì trung bình là 398,72 mg/kg Trong không khí, từ 26,332 mg/m3

- 46,414 mg/m3, gấp 4.600 lần so với tiêu chuẩn cho phép Do nhiễm độc chì thôn Đông Mai có hơn 80% số người bị mắc bệnh; 100% số người trực tiếp nấu chì đều bị nhiễm độc chì trong máu Theo phân tích từ cơ thể những người bị nhiễm độc chì, hàm lượng chì trong nước tiểu từ 0,25 – 0,56 mg/l; trong máu 135 mg/l, vượt 1,5 lần mức cho phép (Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2012) [28]

Mặc dù một số kim loại nặng có thể rất cần thiết cho đời sống sinh vật (chúng được xem là nguyên tố vi lượng) nhưng với một số kim loại nặng khi hàm lượng của chúng vượt quá tiêu chuẩn cho phép sẽ gây độc hại với môi trường và cơ thể sinh vật như gây các bệnh ung thư, phá hủy hệ thần kinh trung ương, gây các chứng co giật, tê liệt…Với các loài thực vật, ảnh hưởng

có những nghiên cứu đầy đủ về hiệu quả về vấn đề này, do đó tôi tiến hành

nghiên cứu đề tài:“Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ

và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất tại thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên”

1.2 Mục tiêu và yêu cầu nghiên cứu của đề tài

1.2.1 Mục tiêu nghiên cứu của đề tài

 Tìm hiểu một số tính chất đất của khu vực nghiên cứu

 Đánh giá khả năng chống chịu và hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng sinh với nấm rễ AMF trong điều kiện thí nghiệm chậu vại

1.2.2 Yêu cầu

3

 Xác định được một số chỉ tiêu lí hóa học của đất tại khu vực nghiên cứu

 Tiến hành thí nghiệm chậu vại để đánh giá ảnh hưởng của chế phẩm

nấm rễ cộng sinh đến sự chống chịu, hấp thu chì của cây dương xỉ

4

Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

2.1 Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất sản xuất nông nghiệp

2.1.1 Trên thế giới

Ô nhiễm môi trường nói chung và ô nhiễm đất nói riêng đã và đang thu hút được nhiều sự quan tâm của mọi quốc gia trên thế giới Không chỉ riêng Việt Nam mà tất cả các nước khác trong quá trình phát triển đều phải đối mặt với nguy cơ ô nhiễm đất ngày càng trầm trọng và một trong những nguyên nhân ô nhiễm đất được chú ý đó là kim loại nặng (KLN) Ô nhiễm trong đất ngày càng trở nên đáng lo ngại hơn không chỉ bởi nó là một trong những nhân

tố gây ra tình trạng suy thoái đất ở một số nơi hiện nay, mà còn do khả năng gây ảnh hưởng xấu đến sự sinh trưởng phát triển của cây trồng, làm suy giảm chất lượng nông sản phẩm cũng như gây ra những mối đe dọa nguy hiểm đối với sức khỏe của con người thông qua sự tích lũy qua chuỗi thức ăn

Đất có hàm lượng các nguyên tố kim loại nặng cao trước hết là do các nguyên nhân tự nhiên như có sẵn trong đá mẹ, khoáng vật

Bảng 2.1: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất và một số loại đá mẹ

Đá cát Đá vôi Bazơ Trung

bình axit

0,01-0,7

0,22 - 0,3 0,05 0,035

0,22 0,13

0,13-0,2

5

Kết quả nghiên cứu của Lindsay (1979), Kabata và cộng sự (1992) cho thấy rằng ở trong đất hàm lượng các nguyên tố KLN thường dao động mạnh hơn so với trong đá mẹ Chênh lệch về hàm lượng cao nhất và thấp nhất có khi lên đến cả trăm lần Trong đất hàm lượng của kẽm (Zn) dao động từ 10 –

300 mg/kg, hay chì (Pb) dao động từ 2 – 2000 mg/kg Ngoài ra nghiên cứu cũng chỉ ra rằng trong đá axit và đá vôi hàm lượng các KLN nhỏ hơn so với các loại đá khác của đá trầm tích và macma

Tuy nhiên nguồn phát thải các KLN vào đất chủ yếu lại xuất phát từ các hoạt động công nghiệp, khai mỏ cũng như quá trình sản xuất nông nghiệp

Tại Thái Lan, nghiên cứu 154 ruộng lúa ở 8 làng trong khu vực lòng chảo Huay Mae Tao (huyện Mae Sot, tỉnh Tak) Viện quản lí nước quốc tế IWMI (The International Water Management Institute) cho biết đất bị nhiễm Caidimi (Cd) cao hơn 94 lần so với tiêu chuẩn an toàn quốc tế IWMI cũng nghiên cứu hàm lượng Cd có trong gạo, tỏi và đậu nành sản xuất tại đây, kết quả cho thấy các sản phẩm này bị nhiễm Cd cao hơn mức tiêu chuẩn cho phép (TCCP) của châu Âu Trong 1kg gạo có 0,1 – 44 mg Cd, cao hơn tiêu chuẩn

an toàn là 0,043 mg/kg gạo Còn trong tỏi và đậu nành thậm chí còn cao hơn

(Nguồn: H.S Lim và cộng sự, 2004, trích theo Lương Thúy Vân, 2012)[19]

Từ bảng trên ta có thể thấy hàm lượng các KLN trong đất trang trại ở đây cao hơn rất nhiều lần so với mức trung bình của thế giới đặc biệt là As và

Hg Hàm lượng cao nhất của As và Hg trong đất trang trại tương ứng cao gấp

104 lần và 82 lần so với hàm lượng trong đất bình thường trên thế giới Theo các tác giả thì bãi thải của khu vực khai thác mỏ ở đây là nguồn điểm gây ô nhiễm các kim loại cho đất ở những khu vực xung quanh Đa số cây trồng ở các khu đất bị nhiễm kim loại đã bị nhiễm As và Zn ở mức cao [19]

La Oroya, Peru đã được liệt vào một trong mười thành phố ô nhiễm nhất thế giới với các chất ô nhiễm chủ yếu như chì (Pb), đồng (Cu), kẽm (Zn)

và sulfur dioxide Tại La Oroya, một thị trấn khai mỏ ở Peruvian Andes, 99% trẻ em bị nhiễm chì trong máu vượt quá giới hạn cho phép Mức nhiễm chì trung bình, theo một cuộc thăm dò năm 1999 đã gấp ba giới hạn của WHO Thậm chí ngay cả khi hoạt động nấu chảy kim loại giảm bớt thì đất trồng trọt

bị nhiễm chì vẫn còn duy trì qua nhiều thế kỷ [37]

7

Kinh tế Trung Quốc trong những năm gần đây có bước phát triển mạnh

mẽ nhưng cũng kéo theo nhiều hệ lụy về môi trường Ô nhiễm KLN trong đất nông nghiệp ở quốc gia này ngày càng mở rộng và nghiêm trọng hơn Theo ông Đổng Tiềm Minh, chuyên gia Sở Nghiên cứu địa chất tỉnh Hồ Nam, tình hình ô nhiễm đất nông nghiệp Trung Quốc là hết sức gay go 1/5 đất canh tác của Trung Quốc đã bị ô nhiễm KLN, trong đó có 11 tỉnh và 25 vùng đất canh tác bị ô nhiễm Cd Tại các vùng Hồ Nam, Giang Tây, phía nam Trường Giang vấn đề này đang nổi cộm Theo thống kê của gần 5.000 bản luận văn trong hơn 30 năm qua đã chỉ rõ ở các vùng xung quanh khu mỏ, khu nhà máy công nghiệp, thành phố thị trấn, hai bên đường cao tốc, hầu như đất đều bị ô nhiễm với mức độ khác nhau Qua điều tra năm 2009, Hồ Nam có đến 25% diện tích đất canh tác của tỉnh bị ô nhiễm KLN Tương tự như vậy, 2 tỉnh Quảng Tây, Quảng Đông, tại các điểm điều tra chất lượng môi trường thổ nhưỡng có nhiều loại nguyên tố KLN đều vượt chuẩn cho phép (Bộ Tài Nguyên và Môi trường, 2013) Qua kiểm tra, lúa mỳ trồng ở Thiên Anh chứa lượng chì cao gấp 24 lần TCCP của Trung Quốc, đã cho thấy trong đất sản xuất nông nghiệp ở đây đã tích lũy một lượng đáng kể nguyên tố Pb [33]

Một trong những nguyên nhân đóng ghóp không nhỏ vào tình trạng ô nhiễm đất bởi các nguyên tố KLN ở Trung Quốc đã được chứng minh là do chế độ canh tác nông nghiệp bất hợp lý: Quá trình dài lạm dụng phân hóa học, thuốc sâu, thuốc diệt cỏ, màng mỏng ni lông Trong các hóa chất này đều chứa hàm lượng KLN, nhất là trong nông dược Lượng nông dược Trung Quốc sử dụng đến 1,3 triệu tấn gấp 2,5 lần mức bình quân của thế giới Qua tính toán, lượng nông dược sử dụng hàng năm chỉ có xấp xỉ 0,1% có tác dụng trực tiếp phòng trừ sâu bệnh, còn lại 99,9% ảnh hưởng tới hệ sinh thái, gây ô nhiễm môi trường đất… [33]

Lạm dụng hóa chất nông nghiệp thời gian dài làm cho các vi khuẩn có ích (vi khuẩn có năng lực phân giải KLN) trong đất bị giảm sút, chất lượng

8

đất giảm theo, dẫn đến sản lượng và chất lượng cây trồng giảm sút Theo thống kê của Bộ Môi trường, mỗi năm lương thực bị nhiễm kim loại nặng cao đến 12 triệu tấn, trực tiếp gây tổn thất kinh tế lên tới 20 tỷ nhân dân tệ Quá trình dài sử dụng lượng lớn phân hóa học làm cho độ pH của đất ngày giảm thấp càng tạo môi trường thuận lợi cho các kim loại nặng vốn có trong đất được giải phóng, làm tăng hàm lượng kim loại nặng trong đất [33]

2.1.2 Tại Việt Nam

Ô nhiễm kim loại nặng tại Việt Nam chủ yếu mang tính cục bộ, tập trung ở các điểm có nguy cơ cao về phát thải kim loại nặng, đặc biệt là mỏ kim loại và làng nghề cơ kim khí, tái chế kim loại Những vùng đất xung quanh các điểm này thường hứng chịu lượng lớn các chất thải từ hoạt động của các điểm nguồn và hậu quả là đất bị ô nhiễm khá nghiêm trọng [9]

Thời gian qua, nước ta đã đạt được những thành tựu quan trọng trong phát triển kinh tế, trong đó riêng ngành công nghiệp khai thác khoáng sản đã

có nhiều đóng góp to lớn Tuy nhiên, bên cạnh những thành tích không thể phủ nhận thì do nhiều nguyên nhân, việc khai thác khoáng sản đã để lại nhiều hậu quả về môi trường, không chỉ ở các vùng khai thác mà cả ở những bãi thải [27] Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác khoáng sản rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực

tế đáng báo động cần sớm có giải pháp xử lý Theo kết quả phân tích đất trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương (Tuyên Quang) có hàm lượng As là 642mg/kg trong khi quy chuẩn của Việt Nam là 12 mg/kg (QCVN 03: 2008), gấp gần 54 lần tiêu chuẩn cho phép Trước đó, Nguyễn Văn Bình và cộng sự (2000) khi nghiên cứu sự phân bố của As trong khu vực mỏ thiếc này cũng đã xác định sự có mặt của As trong các mẫu đất, nước, bùn thải ven suối cao hơn tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường (Bùi Thị Kim Anh, 2011) [2]

9

Tại Thái Nguyên, ở 4 vùng khai thác mỏ đặc trưng: mỏ than Núi Hồng,

mỏ sắt Trại Cau, mỏ chì - kẽm ở làng Hích (xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ) và

mỏ thiếc ở núi Pháo (xã Hà Thượng, huyện Đại Từ) đang là những điểm nóng

về môi trường, bởi ở đây không chỉ có thiếc, chì, kẽm mà còn có Asen và Cadimi là hai kim loại nặng có ảnh hưởng rất lớn đối với sức khỏe của con người Trong đó mẫu đất tại xã Tân Long có chứa hàm lượng cao các nguyên

tố Pb, Zn, và Cd; mẫu đất tại xã Hà Thượng tập trung nhiều As Nhìn chung, hàm lượng các kim loại Pb, Zn, As, Cd trong đất cao gấp nhiều lần mức cho phép Tại Hà Thượng, huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên hàm lượng As trong một số mẫu đất cao hơn quy chuẩn cho phép là 1262 và 467 lần, tương ứng Tại huyện Yên Lãng, hàm lượng As trong đất cao hơn quy chuẩn cho phép của Việt Nam là 308 lần (Bộ khoa học và công nghệ, 2013) [26]

Bảng 2.3: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác thiếc

xã Hà Thƣợng – Đại Từ - Thái Nguyên

10

Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong đất ở khu vực khai thác thiếc

xã Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên cho thấy, các nguyên tố As, Pb, Cd,

Zn đều có mặt trong tất cả các mẫu nghiên cứu Tuy nhiên, ở khu vực này đáng chú ý là hàm lượng As ở 7 mẫu phân tích đều cao hơn TCCP nhiều lần

Có 5/7 mẫu đất chứa hàm lượng Pb vượt TCCP [19]

Khi nghiên cứu về về đất bị ô nhiễm KLN ở một số khu vực Việt Nam, tác giả Đặng Thị An và cộng sự (2008) tiến hành phân tích hàm lượng chì và cadimi trong đất tại làng Hích, xã Tân Long, Đại Từ, Thái Nguyên Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng Pb và Cd đạt cao nhất ở trong khu bãi thải (5300 – 9200 ppm và 5,9 – 9,05 ppm), đất vườn nhà dân khu vực này có hàm lượng thấp nhất Khu vực bãi thải cũ có hàm lượng cao nhất ở trong bãi thải (1100 – 13000 ppm và 11,34 – 61,04 ppm) sau đó là các ruộng lúa (1271 –

3953 ppm và 2,30 – 42,90 ppm) Ngay cả nhà dân gần khu vực cũng có hàm lượng chì và Cadimi cao hơn nhiều lần TCCP [3]

Bảng 2.4: Hàm lƣợng chì và cadimi trong đất tại Làng Hích

Hàm lượng so với trọng lượng khô

(ppm)

2 Khu đất giáp bãi thải mới 164 – 904 0,12 – 1,42

3 Vườn nhà dân gần bãi thải mới 27,9 – 35,8 0,08 – 0,12

5 Ruộng lúa giáp bãi thải cũ 1271 – 3953 2,3 – 42,9

6 Vườn nhà dân gần bãi thải cũ 230 – 360 0,6 – 3,4

(Nguồn: Đặng Thị An và cộng sự, 2008)[3]

11

Mới đây, Lương Thị Thúy Vân (2012) cũng có nghiên cứu về hàm lượng KLN tại xã Tân Long Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong các mẫu đất cho thấy các mẫu đất nghiên cứu đều có chứa hàm lượng KLN vượt ngưỡng cho phép theo QCVN 03:2008/BTNMT gấp nhiều lần Trong đó cá biệt có mẫu (TL4) hàm lượng As, Cd rất cao, hàm lượng As là 949,15 mg /kg vượt quá giới hạn 79 lần và hàm lượng Cd là 195,20 mg/kg vượt quá giới hạn tới 97,6 lần [19]

Bảng 2.5: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác qặng

Pb – Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Trong những năm gần đây, làng nghề ở nông thôn có tốc độ tăng trưởng nhanh, trung bình đạt 8% trên năm tính theo giá trị đầu ra Nhưng phần lớn các cơ sở sản xuất ở các làng nghề mới chỉ dừng lại ở quy mô hộ gia đình nhỏ lẻ, vốn đầu tư thấp, quy trình công nghệ sản xuất còn thô sơ, lạc hậu… nên không khai thác triệt để được nguồn nguyên liệu trong quá trình

Sau khi phân tích các mẫu kim loại Cu, Zn, Pb ở dạng tổng số và dạng

dễ tiêu từ 24 mẫu đất thu được ở thôn Đông Mai (xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên) Phan Quốc Hưng và cộng sự (2010) đã cho thấy 100% các mẫu có hàm lượng Cu và Pb vượt TCCP; 58,33% mẫu có hàm lượng Zn vượt ngưỡng cho phép (hàm lượng tổng số của Cu vượt ngưỡng từ 1,5 đến 2,7 lần; hàm lượng tổng số của Pb vượt ngưỡng từ 11,9 đến 18,7 lần; hàm lượng tổng số của Zn xấp xỉ ngưỡng cho phép) Nghiêm trọng hơn, hàm lượng dễ tiêu - dạng linh động của đồng và chì cũng rất cao, dao động từ 39,62 đến 83,57 mg/kg đất đối với đồng (vượt ngưỡng cho phép đối với Cu tổng số từ 0,79 đến 1,67 lần) và từ 485,62 đến 620,03 mg/kg đối với Pb (vượt ngưỡng cho phép đối với chì tổng số từ 6,94 đến 8,86 lần) [9]

Ngoài xã Chỉ Đạo, sự ô nhiễm kim loại nặng diễn ra ở các làng nghề tại huyện Văn Lâm diễn ra khá phổ biến Các tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa (2001) tiến hành phân tích một số mẫu đất ở làng nghề tái chế đồng thuộc xã Đại Đồng (Văn Lâm, Hưng Yên) cho thấy: hàm lượng Cu từ 43,68 – 69,68

13

mg/kg; Pb từ 147,06 – 661 mg/kg; Zn từ 23,6 – 62,3 mg/kg (thuộc loại đất có hàm lượng Zn di động cao) [5]

Trong một nghiên cứu khác về ảnh hưởng của làng nghề đúc đồng và tái chế kẽm đến sự tích lũy kim loại nặng trong đất nông nghiệp xã Đại Đồng, tác giả Hồ Thị Lam Trà (2009) đã phân tích hàm lượng Cu, Pb, Zn, Cd (ở cả dạng tổng số và dạng dễ tiêu) trong 11 mẫu đất thu thập từ năm thôn: Văn Ổ, Xuân Phao, Lộng Thượng, Đình Tổ, Đại Từ của xã Đại Đồng

Hình 2.1: Hàm lƣợng các kim loại nặng tổng số trong đất nông nghiệp xã

Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hƣng Yên

Từ kết quả phân tích, so sánh với giới hạn cho phép của kim loại nặng trong đất (QCVN 03:2008/BTNMT) ta có thể thấy đất nông nghiệp ở đây đã

bị ô nhiễm KLN Trong 11 mẫu phân tích thì có đến 10 mẫu có hàm lượng Cu

và 10 mẫu có hàm lượng Pb vượt tiêu chuẩn cho phép Trong đó các mẫu đất

bị ô nhiễm đều vượt quá giới hạn cho phép từ 1,1 – 5,6 lần (đối với Cu) và từ 1,1 – 24,3 lần (đối với Pb) Ô nhiễm Cu và Pb cao nhất tập trung ở các làng nghề đúc đồng Lộng Thượng và khu đúc đồng tập trung tại thôn Đại Từ (hàm lượng Pb trong mẫu đất tại thôn Đại Từ cao đột biến so với những nơi khác,

Trong quá trình sản xuất nông nghiệp, do canh tác không khoa học, người dân lạm dụng các loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật…đã dẫn đến tình trạng tích lũy các nguyên tố KLN vào đất bởi vì hầu hết các loại phân bón, nông dược đều có chứa một lượng nhất định các nguyên tố kim loại

Bảng 2.6: Kết quả phân tích một số chỉ tiêu kim loại nặng trong đất nông

nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội

15

Kết quả nghiên cứu bước đầu về ô nhiễm môi trường nông nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội cho thấy trong đất nông nghiệp hàm lượng các kim loại Cu, Zn, Pb, As, Hg đều nằm dưới ngưỡng cho phép nhưng có đến 8/10 mẫu cho kết quả hàm lượng Cd vượt ngưỡng cho phép, trong đó mẫu có hàm lượng Cd lớn nhất vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần (Nguyễn Xuân Hải và Dương Tú Oanh, 2006) [8]

Theo Hồ Thị Lam Trà và Kazuhiko Egashira (1999) khi nghiên cứu hàm lượng một số KLN trong đất nông nghiệp của các huyện Từ Liêm, Thanh Trì (Hà Nội) cho thấy hàm lượng các KLN dao động trong khoảng 0,16 – 0,36 mgCd/kg; 40,1 – 73,2 mg Cu/kg; 3,19 – 5,30 mg Pb/kg; 98,2 – 137,2 mg Zn/kg Nhìn chung, đất nông nghiệp của hai huyện Từ Liêm và Thanh Trì chưa bị ô nhiễm KLN (theo TCVN 7209 – 2002) ngoại trừ Cu [22]

Tại thành phố Hồ Chí Minh, kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất trồng lúa khu vực phía Nam thành phố Hồ Chí Minh của Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002) đã chứng tỏ một số mẫu đất ở đây có dấu hiệu ô nhiễm nhẹ Hàm lượng Cu dao động từ 9,2 – 55,4 ppm, hàm lượng

Pb từ 14 – 85 ppm, vượt tiêu chuẩn cho phép (TCVN 7209 – 2002) hơn 1 lần, với Zn hàm lượng dao động từ 70 – 353 ppm trong đó giá trị lớn nhất tại điểm Bình Mỹ là 353 ppm vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần [13]

2.2 Cơ sở khoa học của việc xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng thực vật

2.2.1 Cơ sở khoa học của biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật [11]

Công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường (Phytoremediation)

là công nghệ sử dụng thực vật và bao gồm cả hệ vi sinh vật xung quanh thực vật đó và cả những enzym do thực vật đó tiết ra để làm giảm hoặc chiết các chất gây ô nhiễm, các chất độc có trong môi trường đất và nước

16

Xử lý ô nhiễm đất bằng thực vật là một quá trình trong đó dùng thực vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc, trừ khử các chất ô nhiễm trong đất, trong trầm tích

Biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật dựa vào chức năng và cơ chế vốn có của thực vật gồm: tích lũy, hấp thu và biến đổi chất hữu cơ, sự chuyển hóa enzym trong thực vật, sự lấy đi và phân bố các chất cũng như quá trình phân hủy và chuyển hóa, thoát hơi của thực vật

- Thực vật có khả năng hấp thụ và biến đổi các chất hữu cơ được cây hấp thụ và biến đổi theo các hình thức lấy đi theo sản phẩm thu hoạch hoặc phân bố lại trong các bộ phận khác nhau, chuyển hóa trao đổi chất hoặc thoát hơi

- Sự chuyển hóa enzym trong thực vật: chất ô nhiễm từ môi trường được thực vật hấp thụ rồi tham gia vào quá trình trao đổi chất và chuyển hóa trong cây, lắng đọng trong không bào, thành tế bào

- Quá trình phân hủy và chuyển hóa của thực vật: quá trình thực vật phân hủy các chất ô nhiễm thông qua việc trao đổi chất và chuyển hóa bên trong thực vật hoặc nhờ enzym do rễ tiết ra

- Quá trình tinh lọc các chất: khả năng thực vật tập trung tích lũy kim loại nặng từ môi trường vào trong rễ, lá sau đó lấy ra khỏi môi trường qua thu hoạch

- Quá trình cố định các chất qua rễ thực vật rồi chuyển hóa tích lũy trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc vùng quyển của bề mặt rễ

- Quá trình thoát hơi ở thực vật: Đây là quá trình lấy đi, vận chuyển cùng giải phóng các chất ô nhiễm hoặc dạng biến thể của chúng vào khí quyển qua sự thoát hơi nước của thực vật

2.2.2 Giả thuyết giải thích cơ chế của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật [11][16]

17

- Giả thuyết sự hình thành phức hợp: cơ chế loại bỏ các kim loại độc của các loài thực vật bằng cách hình thành một phức hợp Phức hợp này có thể là chất hoà tan, chất không độc hoặc là phức hợp hữu cơ - kim loại được chuyển đến các bộ phận của tế bào có các hoạt động trao đổi chất thấp (thành

tế bào, không bào), ở đây chúng được tích luỹ ở dạng các hợp chất hữu cơ hoặc vô cơ bền vững

- Giả thuyết về sự lắng đọng: các loài thực vật tách kim loại ra khỏi đất, tích luỹ trong các bộ phận của cây, sau đó được loại bỏ qua lá khô, rửa trôi qua biểu bì làm chất độc không còn trong cây, không gây độc

- Giả thuyết hấp thụ thụ động: sự tích luỹ kim loại là một sản phẩm phụ của cơ chế thích nghi đối với điều kiện bất lợi của đất (ví dụ như cơ chế hấp thụ Ni trong loại đất serpentin)

- Sự tích luỹ kim loại là cơ chế chống lại các điều kiện stress vô sinh hoặc hữu sinh: hiệu lực của kim loại chống lại các loài vi khuẩn, nấm ký sinh

và các loài sinh vật ăn lá đã được nghiên cứu

- Các quá trình chuyển hóa ở vùng quyển rễ: Ở vùng quyển rễ của cây- vùng oxi hóa có mật độ vi sinh vật và hoạt tính sinh học lớn hơn các vùng khác và đó là nguyên nhân xảy ra nhiều quá trình chuyển hóa các chất, cũng

là nguyên lí cho việc sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm

2.2.3 Công nghệ xử lý [16]

2.2.3.1 Công nghệ cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilation)

- Bản chất: các chất ô nhiễm được rễ hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy bên trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc kết tủa trong vùng quyển rễ

- Đối tượng áp dụng: Phương pháp này áp dụng để xử lý các chất ô nhiễm ngay trong đất ở những vùng có mức ô nhiễm thấp (dưới ngưỡng cho phép) hoặc những vùng ô nhiễm có hoạt động thải loại ở quy mô lớn Khi sử dụng phương pháp này sẽ giảm đáng kể độ độc trong đất bị ô nhiễm bởi kim loại nặng, hợp chất hữu cơ kị nước, PCBs

18

- Thực vật được sử dụng: Thực vật ưa nước ngầm để kiểm soát nguồn nước, dùng các loại cỏ có rễ sợi để kiểm soát xói mòn hoặc những thực vật có sức chống chịu kim loại cao để xử lý đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm kim loại Ví dụ cây Festuca rubra, một số cây cỏ

2.2.3.2 Công nghệ chuyển dạng chất ô nhiễm (Phytotransformmation)

Bản chất: Dùng thực vật phân hủy chất hữu cơ thành chất đơn giản hơn rồi rút vào cơ thể thực vật

Đối tượng áp dụng: xử lý nước ngầm, nước thải hoặc đất bị ô nhiễm bởi các chất như TCE, MTBE, chất thải giàu amoni, dinh dưỡng (nitrat, amoni, photphat), thuốc trừ cỏ

Thực vật được sử dụng: thực vật nước ngầm (cây thuộc họ liễu gồm cây dương, liễu châu Mỹ), các loại cỏ (lúa mạch đen, cỏ đuôi trâu, lúa miến, cây thóc), cây họ đậu (cỏ ba lá, cỏ linh lăng, đậu đũa)

2.2.3.3 Công nghệ thoát hơi qua lá cây (Phytovolatilization)

Bản chất là sự lấy đi và vận chuyển các chất ô nhiễm nhờ thực vật cùng với sự giải phóng các chất ô nhiễm hoặc biến thể của chúng vào khí quyển qua thoát hơi nước

Đối tượng áp dụng: nước ngầm, đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm bởi Hg, Se, As, TCE, CTC

Thực vật được sử dụng: cây dương, cỏ linh lăng, cải dầu, cải bẹ xanh, cây ngập nước, thực vật ưa nước ngầm

2.2.3.4 Công nghệ chiết đất (Phytoextraction)

Bản chất: thường sử dụng thực vật tích lũy kim loại nhằm di chuyển và tập trung những kim loại từ môi trường đất vào rễ, lá và những cơ quan khí sinh, sau đó được lấy đi khỏi môi trường qua thu hoạch

Đối tượng áp dụng: Sử dụng rất hiệu quả để xử lý những vùng đất ô nhiễm chất thải công nghiệp (Pb, Cd, Zn, Ni, Cu) và một số bãi rác

Thực vật được sử dụng: cải bẹ xanh, hướng dương

19

2.2.3.5 Công nghệ xử lý bằng vùng rễ (Rhizosphere Bioremediation)

Xử lý sinh học vùng rễ đòi hỏi các chất ô nhiễm phải liên kết trên rễ hoặc gần rễ Công nghệ này sử dụng rễ thực vật để hấp thụ, tập trung, lắng đọng các chất ô nhiễm từ đất ngập nước, bùn lắng và nước ngầm bị ô nhiễm

do các hợp chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học (PAHs, PCBs, thuốc bảo vệ thực vật)

Những thực vật thường được sử dụng là cỏ có rễ sợi (lúa mì, cỏ đuôi trâu, lúa mạch đen), cây sản xuất các hợp chất phenol (dâu tằm, táo, dâu cam vàng), thực vật ưa nước ngầm

2.3 Hiệu quả của việc xử lý đất ô nhiễm đất bằng công nghệ sinh học

Hiện nay, công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường đã và đang được nghiên cứu và ứng dụng ở nhiều nước trên thế giới Khả năng làm sạch môi trường của thực vật được biết từ thế kỉ XVIII bằng các thí nghiệm Joseph Priestley, Antoine Lavoisser, Karl Scheele và Jan Ingenhousz Nhưng mãi đến thập niên 90, phương pháp này mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới dùng để xử lý môi trường bị ô nhiễm bởi các kim loại, các hợp chất hữu cơ, thuốc súng và chất phóng xạ Các nghiên cứu gần đây chỉ ra rằng trên thế giới có ít nhất 400 loài thực vật “siêu hấp thụ kim loại” Chúng là những loài thực vật khi sống trong điều kiện bình thường có thể phát triển kém hơn các loài khác, nhưng trong điều kiện ô nhiễm kim loại chúng lại là loài “ưu thế” Các nhà khoa học đã thử nghiệm thành công các phương pháp xử lý kim loại nặng có lẫn trong đất bằng thực vật Đây là một hướng đi tương đối mới trong lĩnh vực xử lý ô nhiễm đất và được coi là giải pháp rất thiết thực đối với nhu cầu giải quyết ô nhiễm hiện nay [11]

Với ưu điểm là vừa xử lý được KLN trong đất, vừa tạo ra màu xanh cho các vùng đất ô nhiễm (nơi mà các cây cỏ thông thường không thể phát triển được) mà giá thành của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật thấp hơn nhiều so với công nghệ khác; tính chất tương đối đơn giản, dễ vận hành nên

20

các công trình nghiên cứu về công nghệ thực vật trong xử lý môi trường đặc biệt là khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực vật trong những năm gần đây cũng tăng lên đáng kể Nhiều mô hình trình diễn đã được triển khai trên các vùng đất bị ô nhiễm KLN và cho kết quả tương đối khả quan Trên thực tế nhiều nhà khoa học, đặc biệt là ở Mỹ và châu Âu đã có rất nhiều đề tài nghiên cứu cơ bản và ứng dụng công nghệ này như một công nghệ mang tính chất thương mại

Có thể kể đến Ý như là một điển hình của công tác khắc phục hậu quả

sự cố thuốc diệt cỏ có chứa Điôxin Vào năm 1976 tại Leveso có sự cố hóa chất tràn ra từ dây chuyền sản xuất thuốc diệt cỏ có Dioxin mà theo ước tính

có khoảng 1.500 kg hỗn hợp hóa chất, trong đó có 30 kg Dioxin tràn ra môi trường Mặc dù Leveso là nơi đầu tiên trên thế giới có khối lượng lớn Dioxin

rò rỉ ra ngoài trong một không gian hẹp, gây ra hậu quả nặng nề vào thời điểm

mà loài người chưa có nhiều hiểu biết về Dioxin nhưng việc xử lý ô nhiễm môi trường bằng thực vật đã mang lại kết quả rất tốt (Lê Trần Chấn và cộng

sự, 2013) [27]

2.3.1 Cây cải xoong

Các nhà khoa học thuộc đại học Purdue, West Lagayette (Mỹ) đã tập trung nghiên cứu tìm ra những loài thực vật có khả năng thấm tách và lưu giữ một số lượng lớn KLN trong thân Hơn 20 loài thực vật hoang dại có họ với cây cải bắp đã được đưa vào nghiên cứu Dựa vào số lượng thực vật này, họ

đã lựa chọn ra một số loại cải xoong, có tên khoa học là Thlaspi caerulescens

Đây là loài cây dễ trồng và mọc được ngay trong phòng thí nghiệm Một điều đặc biệt hơn thế nữa là các loại KLN như nikel, kẽm, chì, crôm… là những thứ mà chúng dễ hấp thu Trên thực tế, khả năng "ăn kim loại nặng" của cải xoong đã được phát hiện từ rất lâu, năm 1865 Khi những người nông dân tiến hành phát quang đất đai để trồng trọt đã phát hiện ra trong thân cải xoong có chứa một lượng lớn kẽm Kể từ đó, rất nhiều loại thực vật dòng

21

hyperaccumulators được tìm thấy và được sử dụng để loại bỏ KLN ra khỏi

đất Tuy nhiên, việc sử dụng chúng mới dừng lại ở mức như một cách truyền

bá kinh nghiệm Hiểu sâu và có thể lai tạo được các giống thực vật này thì vẫn chưa được quan tâm đúng mức [35]

Cây Thlaspi caerulescens sinh trưởng trong 391 ngày đã loại bỏ hơn

8mgCd/kg đất và 200mgZn/kg đất tương ứng với 43% Cd và 7% Zn trong đất

bị ô nhiễm (Lương Thị Thúy Vân, 2012) [19]

2.3.2 Cỏ Vetiver

Cỏ Vetiver đã được nhiều nước trên thế giới sử dụng rất thành công để

xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng, ngăn chặn xói mòn Cỏ Vetiver đã được

sử dụng để phục hồi và cải tạo các vùng đất mỏ như: Mỏ vàng, bentonit, bôxit

ở Australia; mỏ chì, kẽm, bôxit ở Trung Quốc; mỏ vàng, kim cương, platin ở Nam Phi; mỏ chì ở Thái Lan; mỏ đồng ở Chi Lê; mỏ boxit ở Venezuela [19]

Tại Quảng Đông (Trung Quốc), cỏ Vetiver được sử dụng để phục hồi chất thải từ mỏ Pb/Zn Mỏ Pb/Zn Lechang nằm ở phía Bắc Quảng Đông, miền Nam Trung Quốc, chất thải được đổ ra trên năm năm, việc phục hồi thảm thực vật ở đây là rất cần thiết nhằm cố định bề mặt bị xói mòn và giảm tác động môi trường Chất thải ở đây chứa hàm lượng KLN (Pb, Zn, Cu, và Cd) rất cao, hàm lượng các nguyên tố đa lượng thấp, không thích hợp cho thực vật phát triển Bốn loài thực vật được chọn nghiên cứu để phục hồi đất

gồm: cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides), cây Paspalum notatim, cây Cynodon dactylon và cây cỏ tranh (Imperate cylindraca) Sau sáu tháng thí nghiệm, kết

quả cho thấy cỏ Vetiver là loài cỏ tốt nhất trong số 4 loài được sử dụng để cải tạo chất thải mỏ (Xia H.P., 2001, trích theo Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Ngưỡng chịu KLN của cỏ Vetiver ở trong đất và trong cây cao hơn nhiều lần so với những thực vật khác Chẳng hạn, đối với nguyên tố As, ngưỡng chịu của các loài cây cỏ khác chỉ từ 1 – 10 mg/kg, trong khi đó cỏ Vetiver có thể chịu được ở mức từ 21 – 72 mg/kg Đối với nguyên tố Cd,

22

ngưỡng độc của cỏ Vetiver từ 45 – 48 mg/kg, các loài thực vật khác chỉ từ 5 –

20 mg/kg Cỏ Vetiver cũng có thể chịu đựng được hàm lượng Pb trong đất lớn hơn 1500 mg/kg và hàm lượng kim loại này trong cây ở mức trên 78 mg/kg

Bảng 2.7: So sánh ngƣỡng chịu KLN của cỏ Vetiver và các loài cỏ khác

(Nguồn: Truong P.N.V, 2004 trích theo Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Theo Võ Văn Minh (2008) Nghiên cứu khả năng tích lũy Zn và Cu của

cỏ Vetiver trong các môi trường đất khác nhau như: đất thành phần cơ giới nặng/nhẹ, hàm lượng chất hữu cơ giàu/nghèo với các nồng độ Zn và Cu bổ sung vào đất khác nhau, kết quả cho thấy, hàm lượng Zn và Cu tích lũy trong

cỏ tỷ lệ thuận với nồng độ Zn và Cu bổ sung vào đất Khả năng hấp thụ Zn và

Cu của cỏ Vetiver khá cao, trong đó khả năng hút Zn cao hơn Cu Hàm lượng

Zn tích lũy trong thân + lá và rễ cao nhất lần lượt là 539,81 ppm và 852,24 ppm trong khi đối với Cu chỉ có 46,54 ppm và 58,88 ppm Tỷ lệ hàm lượng

Zn và Cu tích lũy trong thân + lá so với rễ là rất cao (đối với Zn dao động từ 37,57% đến 84,03%; đối với Cu dao động từ 24,03 đến 85,49%) Điều này

23

cho thấy có thể sử dụng cỏ Vetiver để xử lí đất ô nhiễm Zn và Cu theo cơ chế chiết rút bằng thực vật (Phytoextraction) và cố định bằng thực vật (Phytobilization) [12]

Nghiên cứu của Lương Thị Thúy Vân (2012) về sử dụng cỏ Vetiver

(Vetiveria zizanioides (L.) Nash) để cải tạo đất ô nhiễm Pb và As sau khai

thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên đã kết luận rằng, trên đất ô nhiễm Pb với hàm lượng tối đa 2906,12 mg/kg và đất ô nhiễm As với hàm lượng tối đa là 1137,17 mg/kg thì cỏ Vetiver có thể sinh trưởng, phát triển và cho sinh khối khá cao, có khả năng tích lũy Pb và As trong các bộ phận thân, lá và rễ [19]

Kết quả thí nghiệm của tác giả cho thấy hàm lượng Pb tích lũy trong thân lá tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb trong đất và thời gian thí nghiệm Sau 45 ngày thí nghiệm, ở mức ô nhiễm 1055,13 mg Pb/kg đất, hàm lượng Pb tích lũy trong thân lá là 4,77 mg/kg; sau đó tăng lên 7,13 mg/kg ở giai đoạn 90 ngày và đạt giá trị bằng 13,36 mg/kg sau 150 ngày thí nghiệm Với mức ô nhiễm cao nhất (2906,12 mg/kg), hàm lượng Pb trong thân lá tăng rõ rệt đạt 14,01 mg/kg (giai đoạn 45 ngày) lên 26,32 mg/kg (giai đoạn 150 ngày) [19]

Hình 2.2: Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn

sinh trưởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

24

Sự tích lũy Pb trong rễ cỏ cũng tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb trong đất Mức độ tăng hàm lượng Pb trong rễ sau 150 ngày so với ban đầu có sự khác biệt rất đáng kể giữa các công thức Trong công thức có hàm lượng Pb trong đất thấp nhất mức tăng chỉ gần 4 lần, nhưng ở công thức với nồng độ Pb trong đất lớn nhất thì hàm lượng tích lũy được trong rễ thậm chí còn tăng tới 245,6 lần so với ban đầu Cũng có thể thấy rõ, sau 150 ngày thí nghiệm hàm lượng

Pb được tích lũy chủ yếu trong rễ cỏ (7,54 đến 474,02 mg/kg chỉ một phần nhỏ được vận chuyển lên thân lá (2,37 đến 26,32 mg/kg) Điều này chứng tỏ

có sự tích lũy Pb trong rễ sau đó mới vận chuyển lên thân lá Như vậy cỏ Vetiver không chỉ có khả năng sinh trưởng phát triển tốt trong đất có hàm lượng Pb từ 54,53 – 290,12 mg/kg mà còn có khả năng hấp thụ và tích lũy Pb trong cây rất cao [19]

Hình 2.3: Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn sinh

trưởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Nghiên cứu khả năng thu hút As của cỏ Vetiver, cũng cho kết quả tương tự, hàm lượng As tích lũy trong thân, lá và trong rễ ở các giai đoạn thí nghiệm đều tỷ lệ thuận với hàm lượng As trong đất và hàm lượng As trong rễ cao gấp nhiều lần so với thân lá

25

Hình 2.4: Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn

sinh trưởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Theo kết quả nghiên cứu của Nguyễn Tiến Cư và các nghiên cứu viên thuộc viện Công nghệ Môi trường (Bộ Khoa học và Công nghệ Việt Nam)

năm 2008, trồng cỏ Vetiveria zizanioides trên đất ô nhiễm Pb với hàm lượng

Pb từ 1400,5ppm – 2530,10 ppm trong đất cỏ Vetiver vẫn phá triển tốt sau 90 ngày Khả năng tách chiết Pb trong đất ô nhiễm của cỏ từ 87% - 92,56% sau

90 ngày thí nghiệm [32]

Trên thực tế, loài cỏ này đã được sử dụng rất thành công trong cải tạo đất ô nhiễm Sau 12 tháng trồng cỏ trên môi trường đất ô nhiễm tại bãi rác Khánh Sơn và bãi thải phế liệu Hòa Minh, quận Liên Chiểu, thành phố Đà Nẵng, mỗi m2

đất cỏ Vetiver có thể hút được 931,403 mg Zn; 75,01mg Cu; 13,2 – 349 mg Pb (ở bãi rác Khánh Sơn) và 1468,76 mg Zn; 26,36 mg Pb (bãi thải phế liệu Hòa Minh) Chất lượng đất tại hai địa điểm này được cải thiện tốt, hàm lượng kim loại nặng trong đất đều giảm so với ban đầu (Zn giảm từ

13 – 16%; Pb giảm 7 -12% và Cu giảm 17%) [19]

Từ năm 2008, Tập đoàn Than và khoáng sản Việt Nam đã sử dụng loại

cỏ này trong xử lý ô nhiễm các bãi thải khai thác than ở Quảng Ninh (bãi thải

lộ vỉa 46 – Hồng Thái (Đông Triều) và bãi than Nam Lộ Phong – công ty cổ

26

phần than Hà Tu (thành phố Hạ Long)) bước đầu cho kết quả rất tốt khi một lượng lớn chì được hấp thụ Năm 2009, Tập đoàn Than và Khoáng sản tiếp tục ứng dụng cho bãi thải Nam Đèo Nai – công ty cổ phần Than Đèo Nai và quần thể bãi thải Khe Sim – Lộ Trí – Mông Gioăng (Cẩm Phả) [19]

Như vậy cỏ Vetiver có khả năng hấp thu nhiều loại nguyên tố KLN trong đất (Pb, Cu, Zn, As…) cho hiệu quả tương đối cao, việc sử dụng cỏ Vetiver trong xử lý ô nhiễm môi trường không chỉ thành công ở những nghiên cứu trong điều kiện thí nghiệm mà còn được ứng dụng vô cùng hiệu quả trên thực tế

2.3.3 Dương xỉ

Nghiên cứu viên Trần Đồng Bân của Viện nghiên cứu Tài nguyên và khoa học địa lý, thuộc Viện Khoa học Trung Quốc cho biết: Đội khôi phục đất ô nhiễm kim loại nặng của họ bắt đầu điều tra tình trạng ô nhiễm kim loại nặng của đất trên toàn quốc từ năm 1997, đến năm 1999 họ đã phát hiện ra cây dương xỉ – loài cây đầu tiên trên thế giới được biết đến có khả năng siêu hút chất thạch tín Loài cây dương xỉ phân bố trên diện rộng ở miền Nam Trung Quốc, hàm lượng thạch tín ở trên lá của cây lên tới 8‰, vượt xa so với hàm lượng đạm, lân có trên thân cây mà cây vẫn phát triển tươi tốt Khả năng hút thạch tín của loài cây này không ngừng tăng mạnh theo sự phát triển của cây, chúng còn có thể di truyền đặc tính này cho các cây thế hệ sau [34]

Theo Ma L.Q và cộng sự, loài dương xỉ Pteris vittata L (P.vittata) có

khả năng tích lũy 14.500 ppm As mà chưa có dấu hiệu tổn thương Loài này sinh trưởng nhanh, có sức chống chịu cao với As trong đất (As > 15.000 ppm)

và chỉ bị độc ở nồng độ 22.630 ppm qua 6 tuần [19]

Còn theo các nhà khoa học Mỹ, Pteris vittata L có thể chứa tới 22 g

As/kg lá Họ cũng đã chứng minh rằng, trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này giảm As trong nước từ 200μg/l xuống gần 100 lần [19]