Nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver (Vetiveria Zizanioides (L.) Nash) để cải tạo đất bị ô nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên

Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón đến khả năng sinh trưởng và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm .... Nghiên cứu ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến sinh khối

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN

LƯƠNG THỊ THUÝ VÂN

NGHIÊN CỨU SỬ DỤNG CỎ VETIVER

(VETIVERIA ZIZANIOIDES (L.) NASH) ĐỂ CẢI TẠO ĐẤT

BỊ Ô NHIỄM Pb, As SAU KHAI THÁC KHOÁNG SẢN

Ở TỈNH THÁI NGUYÊN

Chuyên ngành: Trồng trọt

Mã số: 62.62.01.01

LUẬN ÁN TIẾN SĨ NÔNG NGHIỆP

Người hướng dẫn khoa học: PGS.TS Lương Văn Hinh

TS.NCVCC Trần Văn Tựa

THÁI NGUYÊN - 2012

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi Các số liệu, kết quả nêu trong luận án là trung thực Những kết luận của luận án chưa công bố trong bất kỳ công trình nào khác

Tác giả luận án

Lương Thị Thúy Vân

LỜI CẢM ƠN

* Tôi xin trân trọng cảm ơn tới:

- Ban Giám hiệu, Phòng Quản lý đào tạo Sau đại học, khoa Tài nguyên và Môi trường trường Đại học Nông lâm - Đại học Thái Nguyên đã giúp đỡ, tạo điều kiện tốt nhất cho tôi học tập, nghiên cứu và hoàn thành luận án

- Ban Giám hiệu, Ban chủ nhiệm khoa Sinh - KTNN trường Đại học

Sư phạm - Đại học Thái Nguyên đã tạo điều kiện giúp đỡ tôi trong quá trình học tập, nghiên cứu

* Với lòng biết ơn chân thành, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc tới:

- PGS.TS Lương Văn Hinh người thầy đã chỉ ra hướng nghiên cứu, hướng dẫn tận tình, động viên và giúp đỡ từng bước đi của tôi trong quá trình nghiên cứu và hoàn thành luận án này

- TS NCVCC Trần Văn Tựa người thầy đã trực tiếp hướng dẫn, giúp

đỡ tôi trong nghiên cứu và hoàn thành luận án này

- Tôi xin chân thành cảm ơn Bộ Khoa học và Công nghệ cùng chủ nhiệm

đề tài cấp Nhà nước KC.08.04/06-10 đã tài trợ kinh phí để thực hiện nghiên cứu này

- Tôi xin chân thành cảm ơn các đồng nghiệp, bạn bè và gia đình đã tạo điều kiện giúp đỡ, động viên, khích lệ tôi trong quá trình nghiên cứu luận án

Xin chân thành cảm ơn !

Thái Nguyên, tháng 8 năm 2012

Nghiên cứu sinh

Lương Thị Thúy Vân

Lương Thị Thúy Vân

MỤC LỤC

Lời cam đoan i

Lời cảm ơn ii

Mục lục iii

Danh mục ký hiệu các chữ viết tắt vii

Danh mục bảng viii

MỞ ĐẦU 1

1 Tính cấp thiết của đề tài 1

2 Mục tiêu nghiên cứu của đề tài 2

3 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 3

3.1 Đối tượng nghiên cứu 3

3.2 Phạm vi nghiên cứu 3

4 Ý nghĩa của đề tài 3

4.1 Ý nghĩa khoa học của đề tài 3

4.2 Ý nghĩa thực tiễn của đề tài 4

5 Những đóng góp mới của đề tài 4

Chương 1 TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 5

1.1 Ô nhiễm kim loại nặng trong đất 5

1.1.1 Khái niệm về kim loại nặng 5

1.1.2 Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt động khai thác khoáng sản 5

1.1.3 Tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm đất do kim loại nặng 9

1.1.4 Sự tồn tại và chuyển hóa của các nguyên tố Pb, As ở trong đất và trong cây 12

1.2 Sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng 17

1.2.1 Khái niệm chung 17

1.2.2 Các biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất 18

1.2.3 Tiêu chuẩn loài thực vật sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất 22

1.2.4 Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm 22

1.2.5 Ưu điểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất 22

1.2.6 Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới và Việt Nam 25

1.3 Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver và tình hình nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver cải tạo đất ô nhiễm 27

1.3.1 Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver 27

1.3.2 Tình hình nghiên cứu, sử dụng cỏ Veitver cải tạo đất ô nhiễm trên thế giới và Việt Nam 30

Chương 2 ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 36

2.1 Đối tượng nghiên cứu 36

2.2 Nội dung nghiên cứu 36

2.3 Phương pháp nghiên cứu 36

2.3.1 Phương pháp đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất 36

2.3.2 Phương pháp bố trí thí nghiệm 38

2.3.3 Phương pháp thu mẫu và xác định các chỉ tiêu sinh trưởng của cây 42

2.3.4 Phương pháp nghiên cứu trong phòng thí nghiệm 43

Chương 3 KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 45

3.1 Tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất do quá trình khai thác khoáng sản tại khu vực khai thác thiếc (xã Hà Thượng, huyện Đại Từ) và khu vực khai thác chì - kẽm (xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ) tỉnh Thái Nguyên 45

3.1.1 Khu vực khai thác thiếc xã Hà Thượng - Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên 46 3.1.2 Khu vực khai thác quặng Pb - Zn làng Hích, Đồng Hỷ, Thái Nguyên 48 3.2 Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Pb, As của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm do quá trình khai thác khoáng sản 50 3.2.1 Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Pb của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 51 3.2.2 Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và tích lũy As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 62 3.3 Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón đến khả năng sinh trưởng

và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 70 3.3.1 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng phân nhánh của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 71 3.3.2 Ảnh hưởng của phân bón đến chiều cao thân lá và chiều dài

rễ của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 73 3.3.3 Ảnh hưởng của phân bón đến sinh khối của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 77 3.3.4 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy Pb, As của

cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 82 3.4 Nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ trồng đến sinh trưởng, phát

triển và tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver 88 3.4.1 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khả năng đẻ nhánh của cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 88 3.4.2 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến chiều cao thân lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 90 3.4.3 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến sinh khối của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 92 3.4.4 Ảnh hưởng của mật độ đến khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 98 3.5 Nghiên cứu ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến sinh khối và

khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 100

3.5.1 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến sinh khối của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As 100

3.5.2 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver 102

3.6 So sánh tính chất của đất ô nhiễm Pb, As trước và sau khi trồng cỏ Vetiver 104

3.7 Đề xuất biện pháp kỹ thuật trồng cỏ Vetiver cải tạo đất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản 105

3.7.1 Thời vụ trồng cỏ 105

3.7.2 Làm đất 105

3.7.3 Mật độ trồng, phương pháp trồng 106

3.7.4 Chăm sóc 106

3.7.5 Bón phân 107

3.7.6 Các lứa cắt 107

3.7.7 Xử lý sinh khối 108

KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ 110

Kết luận 110

Đề nghị 111

TÀI LIỆU THAM KHẢO 112

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ ĐƢỢC CÔNG BỐ CỦA TÁC GIẢ CÓ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN 123

PHỤ LỤC 124

DANH MỤC KÝ HIỆU CÁC CHỮ VIẾT TẮT

Bộ KH và CNMT: Bộ Khoa học và Công nghệ môi trường

BOD: Biochemical Oxygen Demand (chỉ số nhu cầu oxy sinh hóa) CEC: Cation Exchange Capacity (Dung tích trao đổi cation)

COD: Chemical Oxygen Demand (chỉ số nhu cầu oxy hóa học)

cs: cộng sự

DAP: Diamino phosphate

DW: Dry weight (Khối lượng khô)

EEA: European Environment Agency (Cục môi trường châu Âu)

FW: Fresh weight (Khối lượng tươi)

HT: Hà Thượng

ICP-MS: Inductively-Coupled Plasma-Mass Spectrometry (Phương pháp

khối phổ plasma cảm ứng)

ppm: past per million (Nồng độ phần triệu)

ppb: past per billion (Nồng độ phần tỷ)

QCVN: Quy chuẩn Việt Nam

SAS: Statistical Analysis System (Phần mềm phân tích thống kê)

SKK: Sinh khối khô

TCE: Tricloroetylen

TCVN: Tiêu chuẩn Việt Nam

TKV: Tập đoàn Than và Khoáng sản Việt Nam

TL: Tân Long

TNHH NN: Trách nhiệm hữu hạn Nhà nước

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1 Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại đất ở khu mỏ

hoang Songcheon 6 Bảng 1.2 Hàm lượng kim loại nặng trong chất thải của một số mỏ

vàng điển hình ở Úc 7 Bảng 1.3 Đánh giá mức ô nhiễm kim loại trong đất ở Hà Lan 9 Bảng 1.4 Hàm lượng tối đa cho phép của các kim loại nặng được

xem là độc đối với thực vật trong đất nông nghiệp 9 Bảng 1.5 Đánh giá ô nhiễm đất mặt bởi các kim loại nặng ở Ba Lan 10 Bảng 1.6 Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số đối với As,

Cd, Cu, Pb và Zn trong đất (tầng đất mặt) 11 Bảng 1.7 Khả năng linh động của một số nguyên tố kim loại nặng

trong đất 12 Bảng 1.8 Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng 16 Bảng 1.9 So sánh ngưỡng chịu kim loại nặng của cỏ Vetiver và các

loài cỏ khác 30 Bảng 2.1 Vị trí và đặc điểm của các điểm lấy mẫu 37 Bảng 2.2 Một số tính chất của đất thí nghiệm trong chậu 38 Bảng 2.3 Công thức thí nghiệm nghiên cứu khả năng chống chịu và

tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 39 Bảng 2.4 Một số tính chất của đất thí nghiệm ngoài đồng ruộng tại 2

khu vực nghiên cứu 40 Bảng 2.5 Công thức thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón

đến sự sinh trưởng, phát triển và khả năng tích lũy Pb, As

của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 40 Bảng 2.6 Công thức thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ

trồng đến sự sinh trưởng, phát triển và khả năng tích lũy

Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm 41

Bảng 3.1 Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác

thiếc xã Hà Thượng - Đại Từ - tỉnh Thái Nguyên 47

Bảng 3.2 Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác

quặng Pb - Zn xã Tân Long, Đồng Hỷ, Thái Nguyên 50 Bảng 3.3 Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong đất đến sự phân nhánh

của cỏ Vetiver 52 Bảng 3.4 Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong đất đến chiều cao thân

lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver 54 Bảng 3.5 Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong đất đến sinh khối của

cỏ Vetiver 56 Bảng 3.6 Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai

đoạn sinh trưởng khác nhau 58 Bảng 3.7 Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn

sinh trưởng khác nhau 59 Bảng 3.8 Ảnh hưởng của hàm lượng As trong đất đến đến khả năng

phân nhánh của cỏ Vetiver 62 Bảng 3.9 Ảnh hưởng của hàm lượng As trong đất đến chiều cao thân

lá và chiều dài rễ của cỏ Vetiver 64 Bảng 3.10 Ảnh hưởng của hàm lượng As trong đất đến sự tạo thành

sinh khối của cỏ Vetiver 65 Bảng 3.11 Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai

đoạn sinh trưởng khác nhau 66 Bảng 3.12 Hàm lượng As trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai

đoạnsinh trưởng khác nhau 67 Bảng 3.13 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng phân nhánh của

cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 71 Bảng 3.14 Ảnh hưởng của phân bón đến sự phân nhánh của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 72 Bảng 3.15 Ảnh hưởng của phân bón đến chiều cao thân lá của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 73

Bảng 3.16 Ảnh hưởng của phân bón đến chiều dài rễ của cỏ Vetiver

trồng trên đất ô nhiễm Pb 74 Bảng 3.17 Ảnh hưởng của phân bón đến chiều cao thân lá của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 75 Bảng 3.18 Ảnh hưởng của phân bón đến chiều dài rễ của cỏ Vetiver

trồng trên đất ô nhiễm As 76 Bảng 3.19 Ảnh hưởng của phân bón đến khối lượng thân lá của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 78 Bảng 3.20 Ảnh hưởng của phân bón đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 79 Bảng 3.21 Ảnh hưởng của phân bón đến khối lượng thân lá của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 80 Bảng 3.22 Ảnh hưởng của phân bón đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 81 Bảng 3.23 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy Pb trong

thân lá của cỏ Vetiver 83 Bảng 3.24 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy Pb trong

rễ của cỏ Vetiver 84 Bảng 3.25 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy As trong

thân lá của cỏ Vetiver 85 Bảng 3.26 Ảnh hưởng của phân bón đến khả năng tích lũy As trong

rễ của cỏ Vetiver 86 Bảng 3.27 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khả năng đẻ nhánh của

cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm Pb 88 Bảng 3.28 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khả năng đẻ nhánh của

cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm As 89 Bảng 3.29 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến chiều cao thân lá của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm Pb 90 Bảng 3.30 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến chiều dài rễ của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm Pb 91

Bảng 3.31 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến chiều cao thân lá của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm As 91 Bảng 3.32 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến chiều dài rễ của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm As 92 Bảng 3.33 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng thân lá của

cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm Pb 93 Bảng 3.34 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm Pb 94 Bảng 3.35 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng thân lá của

cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm As 95 Bảng 3.36 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trên đất ô nhiễm As 97 Bảng 3.37 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khả năng tích lũy Pb

của cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm 98 Bảng 3.38 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khả năng tích lũy As

của cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm 99 Bảng 3.39 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến sinh khối của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 100 Bảng 3.40 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến sinh khối của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 101 Bảng 3.41 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến khả năng tích lũy

Pb của cỏ Vetiver 102 Bảng 3.42 Ảnh hưởng của chu kỳ thu hoạch đến khả năng tích lũy

As của cỏ Vetiver 103 Bảng 3.43 Tính chất hóa học của đất ô nhiễm Pb, As trước và sau

khitrồng cỏ Vetiver 104

DANH MỤC HÌNH

Hình 3.1 Sơ đồ công nghệ tuyển thiếc tại Hà Thượng, Đại Từ 46 Hình 3.2 Sơ đồ khai thác chì và kẽm tại mỏ Làng Hích 48 Hình 3.3 Ảnh hưởng của hàm lượng Pb trong đất đến khả năng phân

nhánh của cỏ Vetiver 52 Hình 3.4 Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai

đoạn sinh trưởng khác nhau 58 Hình 3.5 Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn

sinh trưởng khác nhau 60 Hình 3.6 Tương quan giữa hàm lượng Pb trong đất với hàm lượng Pb

trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 61 Hình 3.7 Ảnh hưởng của hàm lượng As trong đất đến khả năng phân

nhánh của cỏ Vetiver 63 Hình 3.8 Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai

đoạn sinh trưởng khác nhau 66 Hình 3.9 Hàm lượng As trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn

sinh trưởng khác nhau 67 Hình 3.10 Tương quan giữa hàm lượng As trong đất với hàm lượng

As trong thân lá và trong rễ của cỏ Vetiver 69 Hình 3.11 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng thân lá của

cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 93 Hình 3.12 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb 94 Hình 3.13 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng thân lá của

cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 96 Hình 3.14 Ảnh hưởng của mật độ trồng đến khối lượng rễ của cỏ

Vetiver trồng trên đất ô nhiễm As 97

MỞ ĐẦU

1 Tính cấp thiết của đề tài

Thái Nguyên là một tỉnh giàu tài nguyên khoáng sản và có nhiều ngành công nghiệp khai khoáng, luyện kim Mặc dù đem lại nhiều lợi ích kinh tế nhưng do công nghệ lạc hậu, không có hệ thống xử lý hoặc chỉ xử

lý sơ bộ nên việc khai thác mỏ thường gây nên hiện tượng ô nhiễm môi trường nghiêm trọng Hoạt động của các mỏ khai thác than, quặng, phi quặng và vật liệu xây dựng như tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi khoáng sản, đổ thải, thoát nước mỏ,… đã phá vỡ cân bằng điều kiện sinh thái hình thành từ hàng chục triệu năm Các chất thải từ các hoạt động khai thác khoáng sản có chứa kim loại nặng như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu,… thường được thải trực tiếp ra môi trường mà không qua xử lý gây ô nhiễm nặng nề môi trường đất và nước

Sau thời gian hoạt động của các mỏ khai thác và chế biến khoáng sản, thường phải mất nhiều năm chúng ta mới khắc phục được những hậu quả của nó Sau khai thác, tầng đất mặt bị xáo trộn, trơ sỏi đá, các hiện tượng trượt lở, bồi lấp và tích tụ các chất rắn khiến cho chất lượng nước

và đất ở các vùng khai thác khoáng sản bị ảnh hưởng.Một số khu vực đất

đá thải còn có tiềm năng hình thành dòng axit mỏ, có khả năng hòa tan các kim loại nặng độc hại là nguồn gây ô nhiễm tiềm tàng đối với nước mặt và nước ngầm của khu vực Quá trình ô nhiễm đất và nước dẫn đến làm giảm năng suất cây trồng, làm nghèo thảm thực vật, suy giảm sự đa dạng sinh học Đồng thời chúng có tác động ngược lại làm cho quá trình xói mòn, rửa trôi thoái hóa đất diễn ra nhanh hơn Nhiều diện tích đất canh tác nông nghiệp phải bỏ hoang, diện tích đất trống đồi trọc tăng lên

Sự tích tụ cao các chất độc hại, các kim loại nặng trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các nguyên tố có hại trong cây trồng, vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới sức khỏe con người (Lưu Thế Anh, 2007) [6] Việc xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng rất phức tạp và thường không triệt để do tính chất của đất bị thay đổi khi liên kết với kim loại nặng Nhiều phương pháp hóa - lý đã được lựa chọn để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng như: rửa đất, bê tông hóa, đào đất bị ô nhiễm chuyển đến nơi chôn lấp thích hợp, kết tủa hóa học, oxy hóa khử, phản hấp phụ ở nhiệt độ thấp, xử lý nhiệt, trao đổi ion, Vấn đề hạn chế của những phương pháp này là chi phí quá cao so với điều kiện kinh tế ở các nước đang phát triển, mặt khác môi trường đất sau khi xử lý không thể tái sử dụng được (Lê Văn Khoa và cs, 2007) [34] Do vậy, ngoài những phương pháp xử lý

đất ô nhiễm truyền thống trước đây thì phương pháp sử dụng thực vật đang

là hướng nghiên cứu có triển vọng, thu hút sự quan tâm của nhiều nhà khoa học trên thế giới bởi tính hiệu quả về kinh tế, đơn giản và thân thiện với môi trường Phương pháp này tuy mới mẻ ở Việt Nam nhưng đã được thực hiện như một công nghệ thương mại trên thế giới từ những năm 1990 của thế kỷ trước Đó là một quá trình, trong đó dùng thực vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc và trừ khử các chất ô nhiễm trong đất thông qua nhiều cơ chế thuộc phạm trù chức năng thực vật Những thực vật này sau đó được thu hoạch và xử lý như những chất thải nguy hại

Ở Việt Nam hiện nay, cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash) đã

được trồng thử nghiệm tại nhiều tỉnh thành trong cả nước với các mục đích khác nhau như: chống xói mòn, sạt lở, xử lý nước thải từ các trại chăn nuôi, phòng chống và giảm thiểu thiên tai ở miền Trung, xử lý chất độc hóa học điôxin ở A Lưới (Thừa Thiên Huế) (Paul Truong, Trần Tân Văn và cs, 2006) [57] Với những tính năng vượt trội, cỏ Vetiver còn được sử dụng để

xử lý đất ô nhiễm, trong đó có đất ô nhiễm kim loại nặng Một số nghiên cứu của Võ Văn Minh (2008) và Truong P N V (2006) cũng đã chứng minh hiệu quả cải tạo đất của loài cỏ này [40], [111] Tuy nhiên, sử dụng

cỏ Vetiver để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác

khoáng sản chưa thực sự được quan tâm Vì vậy, đề tài “Nghiên cứu sử

dụng cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash) để cải tạo đất bị ô nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên” vừa là

một minh chứng cho khả năng cải tạo đất của cỏ Vetiver, đồng thời đưa

ra những biện pháp kỹ thuật phù hợp với điều kiện canh tác ở địa phương nhằm cải tạo, phục hồi diện tích đất bị thoái hóa và ô nhiễm sau khai thác khoáng sản, tăng diện tích đất có chất lượng tốt sử dụng cho sản xuất nông, lâm nghiệp Qua đó giải quyết khó khăn về quỹ đất, tăng sản lượng nông nghiệp góp phần cải thiện đời sống của người nông dân đặc biệt là dân nghèo tại những vùng bị ảnh hưởng của hoạt động khai thác khoáng sản

2 Mục tiêu nghiên cứu của đề tài

- Đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất tại khu vực khai thác thiếc (xã Hà Thượng, huyện Đại Từ) và khu vực khai thác chì - kẽm (xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ) của tỉnh Thái Nguyên

- Đánh giá khả năng chống chịu và khả năng tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm Pb và ô nhiễm As

- Nghiên cứu một số biện pháp nông học nhằm mục đích nâng cao khả năng cải tạo đất ô nhiễm của cỏ Vetiver

- Đề xuất một số biện pháp kỹ thuật sử dụng cỏ Vetiver để cải tạo, xử

lý đất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản

3 Đối tƣợng và phạm vi nghiên cứu

3.1 Đối tượng nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu trong thí nghiệm là loài cỏ (Vetiveria

zizanioides (L.) Nash) trồng trên môi trường đất ô nhiễm Pb, As sau khai

thác khoáng sản Cỏ giống do Trung tâm nghiên cứu đất và phân bón vùng trung du (Viện Thổ nhưỡng Nông hóa), huyện Hiệp Hòa, Bắc Giang cung cấp

3.2 Phạm vi nghiên cứu

Từ năm 2006 - 2010, đề tài tiến hành khảo sát và xác định hàm lượng kim loại nặng ở 2 vùng mỏ khai thác khoáng sản của tỉnh Thái Nguyên; nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Pb, As của cỏ Vetiver trong đất ô nhiễm thực hiện tại trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên; thí nghiệm nghiên cứu các biện pháp canh tác nhằm tăng khả năng hấp thụ kim loại nặng của loài cỏ này được thực hiện tại 2 khu vực, đó là khu ruộng bị ô nhiễm As phía dưới mỏ thiếc, thuộc thôn 7, xứ Đồng Nhi, xã Hà Thượng, huyện Đại Từ

và đất ô nhiễm Pb do khai thác mỏ Pb - Zn tại khu vực xóm Làng Mới, xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên

4 Ý nghĩa của đề tài

4.1 Ý nghĩa khoa học của đề tài

Kết quả nghiên cứu của đề tài khẳng định, khi trồng cỏ Vetiver trên đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản, cỏ có khả năng chống chịu tốt và tích lũy Pb, As với hàm lượng cao trong cây Những nghiên cứu ngoài thực địa nhằm mục đích tăng cường khả năng cải tạo đất ô nhiễm kim loại nặng của cỏ Vetiver như: kỹ thuật bổ sung phân bón, bố trí mật độ trồng và chu kỳ thu hoạch thích hợp, là cơ sở khoa học rất có ý nghĩa cho việc nghiên cứu và sử dụng cỏ Vetiver cải tạo đất ô nhiễm nói chung, đặc biệt là những vùng đất ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản

4.2 Ý nghĩa thực tiễn của đề tài

Đề tài “Nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides (L.) Nash)

để cải tạo đất bị ô nhiễm Pb, As sau khai thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên” được tiến hành trực tiếp trên môi trường đất bị ô nhiễm Pb, As do nước thải của mỏ khai thác khoáng sản, vì vậy kết quả nghiên cứu của đề tài hoàn toàn

có ý nghĩa thực tiễn nên việc lựa chọn biện pháp sử dụng cỏ Vetiver để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng là hoàn toàn khả thi Các nông hộ có đất bị ô nhiễm hoặc các công ty khai thác khoáng sản đều có thể sử dụng để phục hồi môi trường đất ô nhiễm sau khai thác Kết quả nghiên cứu này là một giải pháp góp phần khắc phục tình trạng ô nhiễm môi trường đất của tỉnh Thái Nguyên và là cơ sở để nhân rộng mô hình xử lý này cho những khu vực đất nông nghiệp bị ô nhiễm kim loại nặng đang ngày càng phổ biến ở Việt Nam

5 Những đóng góp mới của đề tài

- Đây là nghiên cứu đầu tiên và có hệ thống về khả năng tích lũy Pb,

As và khả năng cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản của cỏ Vetiver ở Việt Nam

- Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy Pb, As trong các bộ phận của cỏ Vetiver cũng như định lượng khả năng loại bỏ các nguyên tố này khỏi đất ô nhiễm

- Nghiên cứu sự phối kết hợp giữa các biện pháp kỹ thuật canh tác (bón phân, mật độ trồng, chu kỳ thu hoạch) để tăng cường khả năng cải tạo đất ô nhiễm Pb, As của cỏ Vetiver

- Đề xuất biện pháp kỹ thuật trồng cỏ Vetiver để cải tạo những vùng đất bị ô nhiễm kim loại nặng do quá trình khai thác khoáng sản Trong đó,

kỹ thuật sử dụng phân bón, mật độ trồng và chu kỳ thu hoạch là những yếu

tố quyết định đến khả năng cải tạo đất của cỏ

Chương 1 TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 1.1 Ô nhiễm kim loại nặng trong đất

1.1.1 Khái niệm về kim loại nặng

Kim loại nặng là thuật ngữ dùng để chỉ những kim loại có tỷ trọng lớn hơn 4 hoặc 5 Chúng bao gồm: Pb (tỷ trọng 11,34), Cd (tỷ trọng 8,60),

Ag (tỷ trọng 10,50), Bi (tỷ trọng 9,80), Co (tỷ trọng 8,90), Cu (tỷ trọng 8,96), Cr (tỷ trọng 7,10), Fe (tỷ trọng 7,87), Hg (tỷ trọng 13,52), Mn (tỷ trọng 7,44), Ni (tỷ trọng 8,90), Zn (tỷ trọng 7,10), Ngoài ra các á kim như As, Se cũng được xem như các kim loại nặng Các kim loại nặng là tác nhân ô nhiễm nguy hiểm đối với hệ sinh thái đất, chuỗi thức ăn và con người Những kim loại nặng có độc tính cao nguy hiểm là thủy ngân (Hg), cadimi (Cd), chì (Pb), niken (Ni); các kim loại có độc tính mạnh là asen (As), crom (Cr), mangan (Mn), kẽm (Zn) và thiếc (Sn) [62], [69] Như vậy, kim loại nặng là một khái niệm không chặt chẽ, nó chủ yếu đề cập đến những kim loại và á kim có liên quan đến vấn đề ô nhiễm môi trường và có độc tính cao đối với cơ thể sống

Theo Lê Văn Khoa và cs (1996), kim loại nặng có thể cần thiết cho cây trồng Chúng tham gia vào các quá trình sinh lý, hóa sinh trong cây như những nguyên tố khác Nhiều loài thực vật thể hiện khả năng tích lũy độc đáo Thí dụ, nhôm được tích lũy trong cây chè; bạc được tích lũy trong cây hành, tỏi; kẽm trong cây hướng dương, đậu đỗ; crôm trong cây thuốc lá; đồng trong cây ngô, cây chè, [31]

Một số kim loại không cần thiết cho sự sống, không có chức năng sinh hóa, được gọi là các nguyên tố vết không chính yếu như asen, chì, thủy ngân… những kim loại này khi vào cơ thể sinh vật ngay cả dạng vết cũng có thể gây tác động độc hại (Đặng Đình Bạch và cs, 2006) [9]

Khi các kim loại nặng xâm nhập vào môi trường sẽ làm biến đổi điều kiện sống, tồn tại của sinh vật sống trong môi trường đó Kim loại nặng gây độc hại với môi trường và cơ thể sinh vật khi hàm lượng của chúng vượt quá tiêu chuẩn cho phép

1.1.2 Đất ô nhiễm kim loại nặng do các hoạt động khai thác khoáng sản

Hiện nay, tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất đang thu hút sự quan tâm của nhiều nhà khoa học Các nguyên nhân phổ biến gây ô nhiễm đã được xác định, đó là do chất thải của các hoạt động khai khoáng, chất

thải từ các khu công nghiệp, các làng tái chế kim loại, thuốc bảo vệ thực vật và chất thải đô thị, Theo đánh giá của các chuyên gia, công nghiệp khai thác

mỏ đã và đang gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức độ nghiêm trọng nhất, là một thực tế đáng báo động hiện nay

Các dạng ô nhiễm môi trường tại những mỏ đã và đang khai thác rất

đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm Các tác nhân gây ô nhiễm

là axit, kim loại nặng, cyanide, các loại khí độc… Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm kim loại nặng có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd… cần phải sớm

có giải pháp xử lý [2], [3], [8], [54], [55]

Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng đều gây nên ô nhiễm kim loại vào đất, nước, không khí và cơ thể sinh vật Sự nhiễm bẩn kim loại không chỉ xảy ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể từ khi mỏ ngừng hoạt động Theo Lim H S và cộng sự (2004), tại

mỏ vàng - bạc Soncheon đã bỏ hoang ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn còn bị ô nhiễm một số kim loại ở mức cao [82]

Bảng 1.1 Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại đất

ở khu mỏ hoang Songcheon

Đơn vị: ppm

Nguyên

tố Bãi thải quặng Đất vùng núi Đất trang trại

Đất bình thường trên thế giới

Môi trường đất tại các mỏ vàng mới khai thác thường có độ kiềm cao (pH: 8 - 9), ngược lại ở các mỏ vàng cũ, thường có độ axit mạnh (pH: 2,5 - 3,5); dinh dưỡng trong đất thấp và hàm lượng kim loại nặng rất cao Chất thải ở đây thường là nguồn gây ô nhiễm môi trường, cả phần trên mặt đất và phần dưới mặt đất Ở Úc, chất thải từ các mỏ vàng chứa hàm lượng các kim loại nặng vượt tiêu chuẩn cho phép rất nhiều lần (ANZ, 1992) [66]

Bảng 1.2 Hàm lƣợng kim loại nặng trong chất thải

của một số mỏ vàng điển hình ở Úc Kim loại nặng Hàm lƣợng kim loại nặng tổng số (ppm)

số liệu hoàn chỉnh về mức độ ô nhiễm kim loại nặng ở các vùng mỏ Kết quả thăm dò địa chất đã phát hiện được khoảng 5000 mỏ và điểm quặng, khoảng 1000 mỏ đã và đang được tổ chức khai thác Riêng diện tích đất chiếm dụng đối với một số mỏ khoáng sản kim loại đã ngừng khai thác lên tới 3749 ha Số lượng mỏ đang hoạt động trên cả nước gần 900 mỏ, trong

đó mỏ khoáng sản kim loại là 90 [10]

Nhiều khu vực khai thác khoáng sản trái phép không chú ý đến các vấn đề môi trường trong quá trình khai thác và không được hoàn thổ đã gây hậu quả xấu đến môi trường nước, môi trường đất, gây ảnh hưởng đến việc

canh tác nông nghiệp của nhân dân trong vùng Hoạt động khai thác cũng làm cho số lượng và thành phần loài động, thực vật giảm sút do các điều kiện sống của chúng bị tác động xấu Ở một số khu vực đất đá thải còn có nguy cơ hình thành dòng axit mỏ, có khả năng hòa tan các kim loại nặng độc hại là nguồn gây ô nhiễm tiềm tàng đối với nguồn nước mặt và nước ngầm của khu vực như mỏ pyrit Giáp Lai, mỏ quặng chì kẽm ở Chợ Điền, quặng đồng ở Lào Cai, quặng thiếc ở Sơn Dương, Thái Nguyên…[7], [10], [11], [12]

Thái Nguyên là một tỉnh có nhiều điểm quặng Theo báo cáo của UBND tỉnh, hiện nay Thái Nguyên đã phát hiện và đánh giá 177 điểm quặng

và mỏ bao gồm đá vôi, đất sét, than đá, quặng sắt, quặng titan, volfram, quặng chì, thiếc, vàng Một số địa điểm tập trung ở các huyện Đại Từ, Đồng

Hỷ, Phú Lương và Võ Nhai Mặc dù đem lại nhiều lợi ích kinh tế nhưng những tác động tiêu cực tới môi trường như ô nhiễm môi trường không khí,

ô nhiễm môi trường nước, ô nhiễm môi trường đất do hoạt động sản xuất, khai thác, chế biến là không thể tránh khỏi [60]

Theo báo cáo của Công ty gang thép Thái Nguyên (2006), nước thải sản xuất của mỏ sắt Trại Cau chủ yếu là nước thải từ khâu tuyển rửa quặng Hầu hết các chỉ tiêu kim loại đều vượt so với tiêu chuẩn nước thải cho phép Cụ thể: hàm lượng sắt (Fe) trong mẫu vượt tiêu chuẩn tới trên 670 lần, hàm lượng chì (Pb) vượt chuẩn cho phép xấp xỉ 6,7 lần, hàm lượng asen (As) vượt chuẩn từ 3,78 đến 3,88 lần, hàm lượng cadimi (Cd) vượt chuẩn trên 2 lần tiêu chuẩn cho phép Các chỉ tiêu về ô nhiễm hữu cơ như BOD5, COD cũng đều xấp xỉ mức cho phép [16]

Tại huyện Đại Từ, các hoạt động khai thác thủ công ở địa phương đã tạo ra một lượng đáng kể các chất thải quặng đuôi và đá thải Quặng thiếc trong các mạch trải rộng trong khu vực cũng chứa một lượng sunfua phong phú, chủ yếu là arsenopirit - nguồn gây ô nhiễm As vào hệ sinh thái địa phương Đá thải tạo axit đã được sử dụng để làm vật liệu đắp đường và nền nhà của người dân địa phương Đây là nguồn gây rò rỉ As vào môi trường đất, vào nguồn nước ngầm tại địa phương Hàm lượng As trung bình trong

đá thải đạt tới 5000 mg/kg, vượt QCVN 03:2008 đối với đất dân sinh là

417 lần [17]

1.1.3 Tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm đất do kim loại nặng

1.1.3.1 Tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm đất do kim loại nặng của một

số nước trên thế giới

Việc xây dựng ngưỡng độc hại đối với các kim loại nặng rất khó khăn

và tùy thuộc vào mục đích sử dụng đất Tùy theo từng nước mà công việc kiểm soát đánh giá đất ô nhiễm có khác nhau Ở Hà Lan, chính phủ đã xây dựng hệ thống gồm 3 mức: giá trị chấp nhận được hay giá trị nền, giá trị chứng tỏ quá trình nhiễm bẩn đang xảy ra và giá trị cần thiết phải làm sạch

Bảng 1.3 Đánh giá mức ô nhiễm kim loại trong đất ở Hà Lan

Đất cần làm sạch

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2008 [35]

Nhiều nước còn đưa ra quy định giới hạn kim loại nặng đối với đất dùng cho mục đích nông nghiệp Mục tiêu của giới hạn này là bảo vệ tính năng sản xuất của đất, môi trường và sức khỏe con người

Bảng 1.4 Hàm lƣợng tối đa cho phép của các kim loại nặng đƣợc xem

là độc đối với thực vật trong đất nông nghiệp

Đất bị ô nhiễm kim loại nặng không những làm giảm năng suất sinh học của cây trồng mà còn ảnh hưởng đến chất lượng nông sản dẫn tới tác động xấu đến sức khỏe con người Vì vậy, nhiều nước đã quy định mức ô nhiễm đối với mỗi nhóm đất và phương thức sử dụng đất Ví dụ ở Ba Lan đưa ra 6 mức ô nhiễm đối với 3 nhóm đất khác nhau

Bảng 1.5 Đánh giá ô nhiễm đất mặt bởi các kim loại nặng ở Ba Lan

trồng nào Khuyến cáo các hoạt động nông nghiệp làm giảm sự hút thu kim loại, kiểm soát thường xuyên chất lượng thực vật làm thức ăn Thích hợp với việc trồng cây công nghiệp và cỏ cho hạt; (IV) Đất bị nhiễm bẩn nặng không nên dùng cho sản xuất thực vật làm thức ăn, đặc biệt khi đất có thành phần cơ giới nhẹ và phản ứng chua Khuyến cáo trồng cây công nghiệp, đặc biệt là các cây trồng lấy cồn, dầu kỹ thuật, làm chất đốt; (V) Đất bị nhiễm bẩn rất nặng nên loại trừ và sử dụng vào mục đích nông nghiệp, nếu có thể phải làm sạch kim loại nặng Một số nơi thích hợp có thể dùng để trồng cây công nghiệp

1.1.3.2 Tiêu chuẩn đánh giá mức độ ô nhiễm đất do kim loại nặng ở Việt Nam

Ở Việt Nam, nhìn chung đất bị ô nhiễm kim loại nặng chưa phải là phổ biến Tuy nhiên, sự ô nhiễm cũng đã xuất hiện mang tính cục bộ ở các vùng xung quanh các khu công nghiệp, các nơi khai thác quặng và các làng nghề tái chế, đặc biệt là tái chế kim loại

Theo tiêu chuẩn Việt Nam QCVN 03: 2008/BTNMT đưa ra giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số của As, Cd, Cu, Pb, Zn trong đất dùng cho mục đích khác nhau ở Việt Nam được trình bày trong bảng 1.6

Bảng 1.6 Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số đối với As, Cd,

Đất sử dụng cho mục đích dân sinh

Đất sử dụng cho mục đích thương mại, dịch

vụ

Đất sử dụng cho mục đích công nghiệp

1.1.4 Sự tồn tại và chuyển hóa của các nguyên tố Pb, As ở trong đất và trong cây

Trong đất, các kim loại độc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau, liên kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hoặc tạo thành các chất phức hợp (chelat) Khả năng dễ tiêu của chúng đối với thực vật phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: pH, dung tích trao đổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn nhau vào các kim loại khác Ở đất có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên các phức hệ hấp phụ Nhìn chung, kim loại nặng có khả năng linh động lớn

Thấp Pb, As, Sb, Ti Pb, Bi, Sb, Ti Pb, Bi, Sb, Ti -

Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa, 2000 [32]

Như vậy, theo bảng 1.7 trong môi trường từ axit đến trung tính hoặc kiềm, khả năng linh động của các nguyên tố As, Cd ở mức trung bình; các nguyên tố Pb, Bi, Sb, Ti chỉ đạt ở mức thấp; nguyên tố Te và Hg rất

ít linh động

1.1.4.1 Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất và trong cây

Chì (Pb) là kim loại nặng có màu xám xanh, rất mềm có thể cắt bằng dao Pb là nguyên tố nhóm IV, số thứ tự 82 trong bảng hệ thống tuần hoàn, khối lượng nguyên tử 207,21 Khối lượng riêng d = 11,34 g/cm3 Chì có các đồng vị 204 (1,55%), 206 (22,51%), 207 (22,60%), 208 (53,34%) khá phong phú trong tự nhiên và chiếm tỷ lệ khác nhau trong các loại khoáng vật Các mức oxy hóa đặc trưng của Pb là +2 và +4 Các hợp chất với mức

oxy hóa +2 của Pb bền và nhiều hơn Quặng quan trọng nhất để khai thác

Pb là Galen (PbS) [64], [65]

* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Pb trong đất

Chì là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian bán hủy trong đất từ 800 - 6000 năm Dạng tồn tại của Pb trong đất chủ yếu là các muối dễ tan (clorua, bromua), hợp chất hữu cơ hấp phụ trên keo sét, axit humic và các hợp chất khó tan (cacbonat, hydroxyt…) Dạng tồn tại của Pb trong đất phụ thuộc chủ yếu vào thành phần cơ học, hàm lượng hợp chất hữu cơ, pH,… Điều kiện khí hậu hình thành đất ảnh hưởng rất lớn tới dạng tồn tại của chì Ở những khu vực khô hạn, Pb tồn tại ở dạng ion hấp phụ, cacbonat hữu cơ, sunfua Trong đất vùng nhiệt đới Pb ở dạng hydroxyt chiếm ưu thế (Mai Trọng Nhuận, 2001) [42]

Trong tự nhiên chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hóa thành PbSO4 do quá trình phong hóa Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ tham gia vào nhiều quá trình khác nhau trong đất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét, chất hữu cơ hoặc oxyt kim loại Hoặc bị cố định trở lại dưới dạng các hợp chất Pb(OH)2, PbCO3, PbS, PbO, Pb3(PO4)2, Pb5(PO4)3OH Chì bị hấp phụ trao đổi chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ (< 5%) hàm lượng chì có trong đất Các chất hữu cơ có vai trò lớn trong đất do hình thành các phức hệ với chì Đồng thời chúng cũng làm tăng tính linh động của Pb khi các chất hữu cơ này có tính linh động cao

Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất bay hơi như (CH3)4Pb Trong đất chì có tính độc cao, nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất hữu cơ Pb2+ trong đất có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét Khả năng hấp phụ chì tăng dần theo thứ tự sau: montmorillonit < axit humic < kaolinit < allophane < oxyt sắt Khả năng hấp phụ chì tăng dần đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2 (Lê Văn Khoa và cs, 2000) [32]

* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Pb trong cây [64], [114]

Mặc dù Pb xuất hiện rất tự nhiên trong cơ thể của nhiều loài thực vật nhưng nó không đóng vai trò quan trọng nào trong quá trình trao đổi chất Chì được hút thu thụ động vào thực vật và tỷ lệ hút thu bị giảm đi do bón

vôi và nhiệt độ thấp Chì không bị hoà tan hoàn toàn trong đất nhưng nó vẫn được hấp thụ qua lông hút và được dự trữ trong thành tế bào Khi Pb xuất hiện ở dạng hoà tan trong dung dịch dinh dưỡng, rễ thực vật có khả năng hấp thụ một lượng lớn nguyên tố này, tỷ lệ hút thu tỷ lệ thuận với việc tăng nồng độ chất dinh dưỡng trong dung dịch và với thời gian Sự di chuyển của Pb từ rễ đến với phần thực vật trên mặt đất khá giới hạn, chỉ 3%

Pb trong rễ được vận chuyển đến các phần non

Rất nhiều nghiên cứu cho rằng một số muối Pb, đặc biệt là Pb(NO3)2tuy ở nồng độ thấp cũng gây ra những ảnh hưởng đến sự phát triển của cây

Do những phản ứng của Pb với những nguyên tố khác và với rất nhiều nhân tố môi trường, vì vậy không dễ dàng để xác định nồng độ Pb gây độc cho cây Một số nghiên cứu cho rằng Pb có ảnh hưởng độc trong một số quá trình như quang hợp, sự phân bào, sự hút thu nước, tuy nhiên dấu hiệu độc trong thực vật là không đặc trưng

Một vài loài thực vật, kiểu sinh thái giống vi khuẩn, có thể phát triển, trao đổi chất có Pb Ngưỡng chịu đựng này dường như có quan hệ với đặc tính của màng tế bào Pb có ảnh hưởng đến tính co dãn và đàn hồi của màng tế bào, kết quả làm cứng màng tế bào Những thực vật nhạy cảm hoặc giống vi khuẩn hút thu nhiều Pb vào tế bào hơn những thực vật có khả năng chống chịu với nồng độ Pb trong đất cao Sự tích luỹ Pb trong màng

tế bào làm suy yếu chức năng của nó Nói cách khác, những kiểu sinh thái chống chịu với Pb có thể tích luỹ Pb trong màng tế bào ở những dạng không hoạt động như Pb-pyrophotphat hoặc Pb-octophotphat

Sự biến động hàm lượng Pb trong thực vật bị tác động bởi một số nhân

tố môi trường như là quá trình địa hoá, ô nhiễm và khả năng di chuyển Hàm lượng Pb dễ tiêu tăng ở những vùng không bị ô nhiễm được nhiều tác giả công nhận ở thập kỷ 1970 - 1980, dao động trong khoảng 0,001 - 0,08 mg/kg (trọng lượng tươi) hoặc 0,05 - 3 mg/kg (trọng lượng khô) Hàm lượng

Pb trong hạt ngũ cốc ở rất nhiều quốc gia không có sự khác nhau nhiều và dao động trong khoảng 0,01 - 2,28 mg/kg (trọng lượng khô) Sự tích luỹ sinh học cao nhất của Pb chủ yếu qua lá (đặc biệt là rau xà lách) Những thực vật phát triển ở khu vực tái chế kim loại sẽ hút thu Pb từ không khí và đất Chì trong không khí là nguồn gây ô nhiễm chính, ở dạng này Pb hấp thụ qua tán

lá do Pb lắng đọng trên bề mặt lá và bị hấp thụ qua những tế bào lá này (Alina Kabata - Pendias và cs, 2001; Wu và cs, 1999)

1.1.4.2 Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố Asen (As) trong đất và trong cây

Asen (As) là á kim, thuộc nhóm V-A, có khối lượng nguyên tử là 74,99 trong bảng hệ thống tuần hoàn As có các hóa trị +5, +3, 0 và -3 Các nhà độc học lại coi As là kim loại nặng vì As cũng có ảnh hưởng đến vấn

đề ô nhiễm môi trường và có độc tính cao đối với cơ thể sống giống như các kim loại nặng khác (Cd, Cu, Hg, Cr, Pb, Ni…) [63], [64]

* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong đất

As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như acsenat (AsO43-) trong điều kiện ôxy hóa Chúng bị hấp thu mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan oxyt hoặc hydroxyt và các chất hữu cơ Trong đất axit,

As có nhiều ở dạng acsenat với sắt và nhôm (AlAsO4, FeAsO4), trong khi ở các đất kiềm và đất cacbonat lại có nhiều ở dạng Ca3(AsO4)2 Khả năng linh động của As trong đất tăng khi đất ở dạng khử vì nó tạo thành các acsenit As (III) có khả năng hòa tan lớn gấp 5 - 10 lần các acsenat Tuy nhiên acsenit As (III) cũng có tính độc hại cao hơn so với dạng acsenat As (V) Khi bón vôi cho đất cũng làm tăng khả năng linh động của As do chuyển từ Fe, Al - acsenat sang dạng Ca-acsenat linh động hơn (Lê Văn Khoa và cs, 2000) [32]

Gốc arsenic kết hợp với Ca, Al, Fe tạo thành những hợp chất không tan như Ca3(AsO4)2, AlAsO4, FeAsO4 Tích số hòa tan của chất đầu là 6,8.10-19, của hai chất sau là 5,7.10-21, do đó chất đầu độc hại hơn hai chất sau Bởi vậy, nếu ta bón các muối sunphat sắt nhôm (phèn chua) vào đất bị

ô nhiễm As thì As có thể được giải độc dần dần do nguyên nhân nói trên (Lê Thanh Bồn, 2006) [14]

* Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong cây

As có trong hầu hết các loài thực vật, nhưng vai trò sinh học của nó lại rất ít được biết đến Nghiên cứu quá trình di chuyển của As trong lá dương

xỉ Pteris vittata L kết quả cho thấy rằng As có khả năng di chuyển rất linh

động trong các ống xilem và từ xilem tới các tế bào lá Sự di chuyển của As tương tự với K, một trong những nguyên tố linh động nhất trong thực vật

FW - Khối lượng tươi (Fresh weight)

DW - Khối lượng khô (Dry weight)

Nguồn: Alina Kabata - Pendias và cs (2001) [64]

Một vài loài thực vật có khả năng chịu được hàm lượng cao của As trong mô Độc As thường được tìm thấy trong những loài thực vật đang phát triển trên chất thải mỏ, trên những đất được xử lý với thuốc diệt cỏ có chứa As và trên những đất có As đưa vào do quá trình xử lý bùn thải Những triệu chứng ngộ độc As được miêu tả là lá héo, nhuộm màu tím (do tăng hàm lượng anthocyanin), rễ cây bị bạc màu, co nguyên sinh tế bào Tuy nhiên, triệu chứng chung nhất là giảm tăng trưởng

Khả năng chống chịu As của thực vật khoảng 2 ppm DW Tuy nhiên, giá trị giới hạn trong lúa ở mức cao, khoảng 100 ppm DW ở đỉnh sinh trưởng và

1000 ppm DW ở rễ Davis và cộng sự đưa ra giá trị giới hạn 20 ppm DW đối với lúa mạch Macnicol và Beckett đưa ra nhận xét là khi hàm lượng As trong các loài thực vật khác nhau dao động từ 1 - 20 ppm DW thì năng suất

có thể suy giảm hơn 10% Mặc dù có nhiều nghiên cứu về ảnh hưởng kích thích của As lên sự hoạt động của vi sinh vật đất, nhưng As được biết đến

như là một chất ức chế sự trao đổi chất Vì vậy, sản lượng rau suy giảm khi rau được trồng trên đất có hàm lượng As di động cao As ít độc hơn khi thực vật được bổ sung đầy đủ photpho (trích theo Alina Kabata - Pendias

và cs, 2001; Sheila M Ross, 1994) [64], [103]

1.2 Sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng

1.2.1 Khái niệm chung

Xử lý chất thải bằng thực vật “Phytoremediation” là biện pháp dựa trên việc sử dụng thực vật để xử lý chất thải ô nhiễm trong đất và trong nước Tư tưởng sử dụng thực vật để loại bỏ kim loại nặng và các chất ô nhiễm khác được đề cập đến lần đầu tiên năm 1983 nhưng khái niệm này thực chất đã được sử dụng cách đó 300 năm (Henry J R., 2000) [77] Nhiều nghiên cứu đã khẳng định, thực vật có khả năng hấp thụ và tích lũy các chất ô nhiễm đặc thù từ môi trường, chúng có thể chuyển hóa nhiều chất độc thành không độc Các chất độc được tích lũy trong các cơ quan khác nhau của thực vật, thông qua thu hoạch những chất ô nhiễm sẽ được thải loại khỏi môi trường Sử dụng thực vật để làm sạch kim loại, thuốc trừ sâu, các dung môi hữu cơ, dầu mỡ, thuốc súng, hydratcacbon có nhân thơm tồn tại ở những vùng đất bị ô nhiễm kim loại nặng từ các nhà máy sản xuất công nghiệp, các khu vực khai thác khoáng sản và nơi có hoạt động phóng xạ

Theo các nhà khoa học nghiên cứu về môi trường thì xử lý ô nhiễm đất, nước bằng thực vật là một quá trình, trong đó dùng thực vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc và trừ khử các chất ô nhiễm trong đất, trong trầm tích và trong nước ngầm Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm trong môi trường đất là phương pháp xử lý nguyên vị (in-situ) sử dụng các đặc tính tự nhiên của thực vật để xử lý đất ô nhiễm Những thực vật này sau đó được thu hoạch và xử lý như những chất thải nguy hại (Raskin và cs, 1997; Robinson và cs, 2003) [92], [94]

Hiện nay, công nghệ xử lý môi trường bằng thực vật đã được phát triển và áp dụng rộng rãi vào thực tế ở nhiều khu vực trên thế giới nhằm góp phần giảm thiểu ô nhiễm kim loại trong môi trường đất, nước và không khí Tuy nhiên, những loài thực vật sử dụng để xử lý kim loại nặng là các

cơ thể sống nên các yếu tố sinh thái (nồng độ của kim loại nặng, dạng kim

loại, độ pH, hàm lượng oxy hòa tan, thành phần dinh dưỡng…) trong môi trường là những yếu tố quyết định hiệu quả của quá trình xử lý

Công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật (Phytoremediation) là công nghệ sử dụng những cây xanh cùng các hệ vi sinh vật liên quan đến chúng

để xử lý ô nhiễm Công nghệ này phù hợp nhất đối với ô nhiễm kim loại và đặc biệt thuận lợi đối với môi trường đất ô nhiễm

1.2.2 Các biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất

1.2.2.1 Cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilization)

Đây là phương pháp sử dụng các loài thực vật có khả năng làm biến đổi các dạng linh động của kim loại sang các dạng cố định Do tác động của cây trồng, độ dễ tiêu sinh học hay tính linh động của các kim loại bị giảm đi Nhờ chất bài tiết ở rễ, thực vật hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy bên trong rễ, hoặc hấp phụ trên bề mặt rễ, kết tủa trong vùng quyển rễ các chất

ô nhiễm trong đất (Barcelo J., Poschenrieder C., 2003) [67], (Berti, W.R and Cunningham, S.D., 2000) [68]

Thực vật sử dụng trong quá trình này chủ yếu để xử lý đất, trầm tích

và bùn thải Quá trình xử lý phụ thuộc nhiều vào khả năng của rễ cây (chất tiết ở rễ thực vật cố định chất ô nhiễm) và làm giảm tính linh động của kim loại trong đất Mục đích chính là làm giảm lượng nước thấm qua đất để ngăn chặn sự rò rỉ chất ô nhiễm ra các vùng khác cũng như ngăn chặn quá trình xói mòn đất (Ghosh M., Singh S P., 2005) [75] Như vậy các thực vật

có hệ rễ dày đặc sẽ đặc biệt có tác dụng, đồng thời nó cũng rất hiệu quả khi cần cố định nhanh một chất ô nhiễm nào đó mà không cần loại bỏ sinh khối Sử dụng những thực vật ưa nước ngầm để kiểm soát nguồn nước và các loại cỏ có rễ sợi để kiểm soát xói mòn

Các hoạt động cải tạo đất như bón phân lân, vôi và chất hữu cơ cũng được sử dụng để cố định những kim loại độc hại (Pb, Cd, Zn và As) Hoạt động cải tạo đất có thể được ứng dụng để tăng hàm lượng hữu cơ của đất, tăng pH và tác nhân liên kết Thường sử dụng những thực vật có sức chống chịu kim loại cao để xử lý đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm kim loại, đặc biệt đối với Hg, Zn, Cu, Cr, Cd Dự án cố định chất ô nhiễm nhờ thực vật điển hình được tiến hành ở Pháp (Lombi và cs, 2000; Shnoor và cs, 1995) [83], [102]

Thực vật với tỷ lệ thoát hơi nước cao như cỏ, cây lách (sedges), cây

thức ăn gia súc (forage plants) và cây sậy (Phragmites maxinus) được sử

dụng để làm giảm lượng nước ngầm chảy kéo theo các chất ô nhiễm Sử dụng các loài thực vật có đặc điểm như là cây lâu năm, sức sống tốt, có hệ thống rễ dày và ăn sâu như cây dương để trồng phối hợp (Berti W R., Cunningham S D., 2000) [68]

Điểm bất lợi của phương pháp này là sau khi xử lý, lượng kim loại trong môi trường không giảm đi mà chỉ thay đổi từ dạng linh động sang dạng cố định mà thôi Do vậy môi trường vẫn luôn tiềm ẩn những tác hại

có thể gây ra bởi kim loại đối với hệ sinh thái và con người Bởi các yếu tố môi trường luôn thay đổi, tính ổn định của các dạng cố định này có thể bị phá vỡ bất cứ lúc nào

1.2.2.2 Tách chiết chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoextraction)

Biện pháp này sử dụng các loài cây “siêu tích tụ” để xử lý môi trường

ô nhiễm kim loại Trong quá trình sống, các kim loại từ môi trường được cây hấp thu, chuyển lên ngọn và được tích tụ chủ yếu trong các bộ phận khí sinh của cây là những phần dễ thu hái

Sự phát hiện ra các loài thực vật “siêu tích tụ” kim loại đã đẩy nhanh

sự phát triển của công nghệ này Thực vật có thể sử dụng để nâng cao tính khả thi của phương pháp này là thực vật có khả năng hấp thụ lượng lớn kim loại nặng vào trong rễ sau đó chuyển hoá lên sinh khối và đồng thời có khả năng tăng sinh khối nhanh Khi tồn tại trong môi trường với hàm lượng kim loại nặng cao, cây “siêu tích tụ” kim loại nặng sẽ sản sinh ra các hợp chất liên kết kim loại nội bào hoặc tích luỹ các kim loại đó ở những nơi ít nhạy cảm nhất của tế bào Sau khi tích luỹ trong cây, kim loại nặng có thể được thu hồi thông qua thu sinh khối thực vật Các nhân tố như tốc độ sinh trưởng, khả năng chọn lọc của thực vật với nguyên tố hoá học, chống chịu bệnh, phương pháp thu hoạch cũng là các nhân tố rất quan trọng ảnh hưởng đến hiệu quả của phương pháp này (Chanel và cs, 1995; Gimeno - Garcia và cs, 1996;

là những họ có nhiều loài “siêu tích tụ” nhất Một số loài thực vật thường được

sử dụng theo phương pháp này là Cải xanh (Brassica juncea), hướng dương (Helianthus sp.), Thlaspi caerulescens, Thlaspi rotundifolium,…

Đây là phương pháp tốt nhất để có thể loại bỏ chất ô nhiễm từ đất sau

đó cô lập nó mà không cần phá hủy cấu trúc cũng như sự màu mỡ của đất (Ghosh M., Singh S P., 2005) [75] Thực vật hấp thu, tích lũy, kết tủa và chuyển chất ô nhiễm từ đất thành sinh khối cây nên đây là phương pháp thích hợp nhất cho xử lý các vùng ô nhiễm có hàm lượng chất ô nhiễm thấp

và phân bố ở trên bề mặt (Rulkens W.H., Tichy R và cs, 1998) [97] Trong thực tiễn, phương pháp chiết thực vật đã được áp dụng rộng rãi với một số

kỹ thuật sau đây [98], [99]:

- Tách chiết bằng thực vật tự nhiên: Cách này đơn thuần chỉ sử dụng các loài thực vật “siêu tích tụ” thu từ tự nhiên để xử lý ô nhiễm

- Tách chiết bằng thực vật kết hợp với các chelate: Bổ sung chất trợ giúp vào đất (chelate) làm tăng tính linh động và do đó tăng khả năng hấp thu kim loại của cây trồng Biện pháp bổ sung chất trợ giúp vào đất cũng được Turgut C và cs (2004) [111] thực hiện khi nghiên cứu khả năng hấp

thụ Cd, Ni và Cr của cây Helianthus annuus Huang và cs (1997) cũng

nghiên cứu theo hướng này trên cây ngô và đậu Hà Lan [78]

- Tách chiết liên tục: Liên tục trồng cây lặp đi lặp lại qua các vụ khác nhau Trồng nhiều loài cây khác nhau, trồng luân canh và kết hợp nhiều phương pháp khác nhau nhằm tăng cường quá trình tách chiết kim loại của thực vật

Trong quá trình tách chiết kim loại, sinh khối thực vật chứa chất ô nhiễm đã được tinh lọc và được xem như một nguồn tài nguyên Ví dụ, sinh khối chứa Se là chất dinh dưỡng cần thiết cho cây trồng sẽ được mang vùi bón cho những đất thiếu Se hoặc có thể sử dụng làm thức ăn động vật Tuy nhiên, những thực vật “siêu tích lũy” kim loại nặng là những thực vật sinh trưởng chậm, sinh khối nhỏ và hệ rễ ăn nông dẫn đến hiệu quả xử lý thấp Mặt khác, sinh khối thực vật được thu hoạch và loại bỏ có thể kéo theo sự cải tạo ô nhiễm kim loại nặng ở nơi đổ bỏ mới, đặc biệt, đối với những thực vật siêu tích lũy có thể tích lũy lượng lớn kim loại nặng Ví dụ,

Thlaspi rotundifolium được gieo trồng ở các vùng khai khoáng Pb và Zn

chứa đến 0,82% Pb và 1,73% Zn và Armenia maritima var halleri chứa

1,3% Pb khối lượng khô (Reeves và Brooks, 1983) Một nguy cơ khác là kim loại có thể gây hiệu ứng độc hại cho chính thực vật (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2007) [34]

1.2.2.3 Bay hơi nhờ thực vật (Phytovolatilization)

Đây là biện pháp sử dụng các loài thực vật có khả năng hấp thụ các chất ô nhiễm ở dạng khí, hoặc có thể biến đổi một số chất ô nhiễm từ dạng không bay hơi sang dạng bay hơi, sau đó các chất khí được bốc hơi qua lá vào khí quyển với nồng độ thấp

Khi các chất hóa học được thực vật hấp thụ, một số chúng không biến đổi nhiều mà di chuyển qua gỗ và mô thực vật, nếu các chất ô nhiễm bay hơi được thì chúng sẽ bay hơi ở dạng khí qua các mô lá, kể cả những chất hữu cơ bay hơi cũng khuếch tán nhanh qua mô thân cây và bay hơi vào khí quyển, nhưng nhìn chung, số lượng các chất bay hơi qua mô thực vật ở điều kiện thực tế là nhỏ so với lượng hấp thụ, lượng chuyển hóa qua phân hủy sinh học vùng quyển rễ (Ghosh M., Singh S P., 2005) [75] Tuy nhiên,

ở những điều kiện nhất định, khi các chất bay hơi có tính độc cao và bền vững sẽ gây rủi ro cho khí quyển Ví dụ: Thủy ngân được thực vật hấp thụ dưới dạng cation Hg+

và Hg2+ và bị khử trong mô thực vật thành thủy ngân nguyên tố Hg Thủy ngân nguyên tố hoàn toàn bay hơi và có thể bay hơi qua mô lá qua quá trình thoát hơi nước Điều này gây ra các vấn đề nguy hiểm vì Hg khí quyển rất bền vững và bị tích lũy sinh học (Henry J R., 2000) [77] Selenium (Se) cũng là dạng kim loại đặc biệt được thực vật hấp thụ và bay hơi (Neumann và cs, 2003) [88] Hiện nay, phương pháp nghiên cứu này chủ yếu mới ở mức thực nghiệm pilot

Những thực vật tốt nhất sử dụng trong quá trình này là: cây dương lai,

cỏ linh lăng (Medicago sativa), cải dầu (Brassica campestris), áp dụng để

xử lý nước ngầm, đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm Hg, Se, TCE và CTC (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2007) [34]

Tất cả các quá trình xử lý kim loại bằng thực vật trên không phải luôn luôn áp dụng riêng rẽ nhau Để đạt được hiệu quả cao trong xử lý cần áp dụng một cách đồng thời và thích hợp Tuy nhiên hiệu quả xử lý kim loại còn tùy thuộc vào dạng tồn tại của kim loại trong đất, nó có thể

dễ hấp thụ hay không cũng như hàm lượng của kim loại cần xử lý trong đất nhiều hay ít

1.2.3 Tiêu chuẩn loài thực vật sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất

Theo nghiên cứu của Chaney và cs (1997) [72], để đạt hiệu quả cao trong

xử lý ô nhiễm, các loài thực vật được chọn phải có những tính năng sau:

- Có khả năng chống chịu đối với nồng độ kim loại cao;

- Có khả năng hấp thụ nhanh các kim loại từ môi trường đất và nước;

- Có khả năng tích lũy kim loại nặng cao kể cả nồng độ các ion này thấp trong đất;

- Có khả năng chuyển vận kim loại từ rễ lên thân và lá;

- Có thể chịu đựng được điều kiện môi trường dinh dưỡng kém;

- Có khả năng sinh trưởng nhanh và cho sinh khối lớn

1.2.4 Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm

Sinh khối thực vật chứa kim loại nặng là nguồn ô nhiễm cần được quản lý Sau một thời gian trồng trọt nhất định (vài tháng hoặc vài năm), những thực vật sử dụng theo phương pháp này sẽ được phân tích hàm lượng kim loại, nếu đạt yêu cầu, cây trồng sẽ được thu hoạch để đem thiêu đốt hoặc ủ để phục hồi kim loại Các phương pháp phổ biến hiện nay sử dụng để xử lý sinh khối gồm có:

- Ủ hoặc đóng rắn sinh khối: phương pháp này làm giảm lượng lớn sinh khối của thực vật Sau khi thực vật được xử lý có thể mang đến bãi chôn lấp tập trung (Raskin và cs, 2000) [91]

- Đốt cháy và khí hóa: Đây là phương pháp rất có ý nghĩa trong việc tạo nguồn năng lượng nhiệt và điện, giúp cho phương pháp xử lý bằng thực vật có hiệu quả và kinh tế (Cunningham và cs, 1995) [74]

1.2.5 Ưu điểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất

1.2.5.1 Ưu điểm

- Tính khả thi cao: Nồng độ các kim loại tồn tại trong môi trường ô nhiễm thường rất thấp nên việc tách chiết bằng các phương pháp hóa lý rất

phức tạp và tốn kém Mặt khác, ô nhiễm kim loại nặng thường diễn ra trên quy mô rộng, khối lượng vật chất lớn nên chỉ có thực vật mới có khả năng bao quát còn các công nghệ khác không thể thực hiện được

- Thân thiện với môi trường: Cây trồng không chỉ lấy đi từ môi trường một lượng lớn các kim loại mà chúng còn làm sạch bầu không khí nhờ quá trình quang hợp và hấp thu các khí độc Bộ rễ của cây bám chặt vào đất hạn chế hiện tượng xói mòn và sự lan truyền của các chất ô nhiễm Tán cây là

lá chắn bụi, che nắng, mưa hiệu quả Môi trường xung quanh cây trồng phù hợp cho sự sinh trưởng và phát triển của nhiều loài sinh vật khác, nhất là các loại vi sinh vật

- Tái sử dụng sinh khối: Có thể tận thu các sản phẩm từ cây trồng sau

và trong quá trình xử lý Từ sinh khối của cây có thể tạo ra nguồn phân bón

“vi lượng”, nguồn nhiên liệu sinh học (củi đun, khí mêtan), tro của chúng

có thể là nguồn nguyên liệu cung cấp các khoáng chất

- Tính ưu việt so với các phương pháp hóa - lý: Công nghệ hóa lý xử

lý đất ô nhiễm làm giảm khả năng ứng dụng của đất vì trong quá trình xử lý bên cạnh những chất ô nhiễm chúng còn ảnh hưởng xấu tới hoạt tính sinh học của đất Ví dụ, chúng phá vỡ hệ sinh thái và làm mất đi hệ vi sinh vật cộng sinh của rễ cây như vi sinh vật cố định nitơ, nấm cộng sinh, các loại nấm và cả hệ động vật đất Công nghệ xử lý chất ô nhiễm bằng thực vật tiến hành ngay tại chỗ ô nhiễm (hoặc có thể chuyển chỗ) và không cần thêm diện tích Như vậy, công nghệ này giảm thiểu được mức độ xáo trộn đất, giảm mức độ phát tán ô nhiễm thông qua không khí và nước, đồng thời đất sau khi xử lý có thể dùng để canh tác với các mục đích khác nhau

- Giá thành công nghệ thấp: Đây là ưu điểm lớn nhất của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm nên nó đặc biệt phù hợp với các nước đang phát triển Ví dụ: khi làm sạch 1 arce đất cát pha với chất ô nhiễm ở độ sâu 50

cm bằng thực vật, ước tính khoảng 60 000 - 100 000 USD, trong khi xử lý theo phương pháp đào và chuyển chỗ thông thường mất 400 000 USD Năm 1998, Cục Môi trường châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả của phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất bằng phương pháp truyền thống

và phương pháp sử dụng thực vật tại 1 400 000 vị trí ô nhiễm ở Tây Âu, kết quả cho thấy, chi phí trung bình của phương pháp truyền thống trên 1 ha

đất từ 0,27 - 1,6 triệu USD, trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn từ 10 - 1000 tấn (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2010) [37]

vì hầu hết các loài thực vật không thể sinh trưởng trong điều kiện môi trường ô nhiễm nặng

- Kim loại nặng trong đất có thể bị kết tủa, kết hợp chặt chẽ vào trong các khoáng chất trong đất, trong các sinh vật đất hoặc trong nền đất Trong môi trường pH cao, kim loại nặng khó có thể tiếp xúc sinh học Hơn nữa, khả năng tự do của kim loại nặng có thể cũng bị giới hạn bởi động học của quá trình khuếch tán

- Chất ô nhiễm hòa tan trong nước có thể thấm ra ngoài vùng rễ và phụ thuộc vào yếu tố ngăn chặn

- Thực vật dùng để xử lý kim loại nặng thường bị giới hạn về chiều dài

rễ Chất ô nhiễm ở độ sâu từ 5m trở lại là thích hợp đối với công nghệ thực vật xử lý

- Sử dụng các loài thực vật nhập nội có thể ảnh hưởng đến sự đa dạng của sinh vật

- Sự tiêu thụ thực vật sau khi xử lý cũng cần phải quan tâm Sinh khối thực vật thu hoạch từ quá trình xử lý chất độc có thể được xếp vào loại chất thải nguy hại, vì vậy vấn đề cần phải tiêu thụ và xử lý thích hợp

- Khí hậu không thuận lợi cũng là vấn đề được chú ý, vì thực vật phát triển chậm và sinh khối thấp dẫn đến hiệu quả xử lý thấp (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2010) [37]

Nhìn chung, lợi ích và hạn chế của công nghệ này phải được đánh giá đối với từng trường hợp cụ thể để xác định loại công nghệ nào là thích hợp nhất Vì vậy, việc kết hợp các cơ chế khác nhau của công nghệ thực vật xử

lý ô nhiễm được cho là có tính khả thi nhất đối với các vùng bị ô nhiễm

1.2.6 Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới và Việt Nam

Thực chất từ sau những năm 70 của thế kỷ XX, các nhà khoa học trên thế giới đã bắt đầu nghiên cứu việc sử dụng thực vật có khả năng hấp thụ kim loại cao (Hyperaccumulater) để xử lý những vùng đất bị ô nhiễm, đặc biệt ở những vùng khai khoáng với việc thải bỏ lượng lớn các kim loại nặng gây ô nhiễm môi trường Những thực vật này chịu đựng được nồng độ kim loại cao hơn 10 - 100 lần so với các cây trồng nông nghiệp (Marcus Jopony và Felix Tongkul, 2002) [85]

Đến nay, nghiên cứu cho thấy có khoảng 400 loài thực vật có khả năng

hấp thụ kim loại nặng thuộc các họ: Asteraceae, Brassicaceae, Caryophyllaceae, Cyperaceae, Cunouniaceae, Fabaceae, Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae và Euphobiaceae Trong đó, họ Cải (Brassicaceae) có số lượng lớn nhất gồm 11 giống và 87 loài Có 7 giống, 72 loài hấp thụ Ni và 3 giống, 20 loài hấp thụ Zn Các loài thuộc chi Thlaspi thường hấp thụ nhiều hơn một kim loại nặng Ví dụ: T caerlescence hấp thụ Cd, Ni, Pb, Zn; T.geosingense và T ochroleucum hấp thụ Ni và Zn

T rotundifolium hấp thụ Ni, Pb, Zn (Jeanna R Henry, 2000; Neil Willey,

2007; Norman Terry và cs, 2000; Salt và cs, 1995) [79], [87], [89], [100] Theo Salt và cộng sự (1998), số loài cây có khả năng hấp thụ kim loại nặng cao được phát hiện là 397 loài, bao gồm 41 họ khác nhau [101]

Marcus Jopony and Felix Tongkul (2002) cho biết có khoảng 420 loài thực vật có khả năng thu nhận kim loại cao, trong đó ở Đông Nam Á có

khoảng 20 loài, ở Malaysia có Rinorea bengalensis hấp thụ Ni rất mạnh (khoảng 1,2%), Dichapetalum gelonioides hấp thu mạnh cả Zn và Ni [85]

Nghiên cứu cho thấy, các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng khác nhau và sự phân bố kim loại nặng trong các phần của cây cũng khác nhau Ở cùng một nồng độ Pb 500 µg/ml, hướng dương tích lũy Pb vào

rễ là 4391 µgPb/g sinh khối khô (SKK), lớn hơn bìm bìm (1020 µgPb/g

SKK) và tích lũy vào lá là 232 µgPb/g SKK, nhỏ hơn bìm bìm (686 µgPb/g

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

8 mgCd/kg đất và 200 mgZn/kg đất tương ứng với 43% Cd và 7% Zn trong đất bị ô nhiễm (Lombi E., Zhao F J và cs, 2001) [84] Theo Ma L Q và

cộng sự, loài dương xỉ Pteris vittata L có khả năng tích lũy 14 500 ppm As

mà chưa có triệu chứng 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 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 mức As trong nước từ 200 µg/l xuống gần

100 lần [119]

Các nhà khoa học Trung Quốc đã thực hiện dự án thử nghiệm trồng

dương xỉ Pteris vittata L để thu gom As độc hại trong đất tại ba địa điểm ở

tỉnh Hồ Nam, Triết Giang và Quảng Đông Mỗi địa điểm thử nghiệm có

diện tích 1 ha được trồng 30 tấn hạt Pteris vittata L Với kỹ thuật này, họ

hy vọng có thể giải quyết về cơ bản vấn đề ô nhiễm kim loại nặng ở vùng

hạ du của Trung Quốc do quá trình khai khoáng gây nên [119]

Ở nước ta, nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của thực vật để

xử lý ô nhiễm môi trường cũng đã được thực hiện Kết quả cho thấy, cây

hoa ngũ sắc (Lantana camara) có thể chịu được hàm lượng Pb trong đất lên

tới 10 000 ppm thậm chí 20 000 ppm [121] Năm 2003, trong Báo cáo khoa học tại Hội nghị công nghệ sinh học toàn quốc, Nguyễn Quốc Thông, Đặng

Đình Kim và các cộng sự đã khẳng định, cây cải xoong (Nasturtium officinale) có khả năng làm giảm 60 - 80% Cr và 70 - 80% Ni từ nước thải

mạ điện có nồng độ Cr và Ni tương ứng là 58,39mg/l và 5,77mg/l Trước

đó, năm 1999, những nhà nghiên cứu này cũng chứng minh khả năng tích

tụ Cr, Ni, Zn của bèo tây trong xử lý nước thải công nghiệp [52], [52] Nghiên cứu loại bỏ Cr và Ni trong nước ô nhiễm cũng được thử

nghiệm với cây cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides L.) và cây sậy (Phragmites australis) theo “phương pháp vùng rễ”, kết quả thu được cũng

rất khả quan Khi hàm lượng Cr và Ni thấp, hiệu suất xử lý có thể đạt trên 70% với Ni và trên 90% với Cr6+ và Cr3+ (Trần Văn Tựa, Nguyễn Đức Thọ

và cs, 2007) [58]

Lê Đức, Nguyễn Xuân Huân và cộng sự (2005) khi nghiên cứu về khả

năng chống chịu kim loại nặng của cải xanh (Brassica juncea) cho thấy,

nồng độ gây ô nhiễm Pb cho đất là 1300 ppm trở lên bắt đầu có ảnh hưởng đến sinh trưởng của cải xanh [26]

Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy As của hai loài dương xỉ thu

từ vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên, Bùi Thị Kim Anh, Đặng Đình Kim và

cộng sự cho thấy, trong khoảng nồng độ mà cây chống chịu được, Pteris vittata

tích lũy lượng As từ 307 - 6042 ppm trong thân và rễ là 131 - 3756 ppm

Loài Pityrogramma calomelanos tích lũy được lượng As trong thân lá và

trong rễ tương ứng là 885 - 4034 ppm và 483 - 2256 ppm [5]

1.3 Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver và tình hình nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver cải tạo đất ô nhiễm

1.3.1 Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver

1.3.1.1 Nguồn gốc và phân loại

Cỏ Vetiver có tên khoa học là Vetiveria zizanioides (L.) Nash, thuộc

họ hòa thảo Poaceae, còn gọi là cỏ Hương bài hay Hương lau Tên gọi Vetiver có nguồn gốc từ tiếng Tamil Theo các nhà thực vật học thì cỏ Vetiver là loài bản địa thuộc miền Bắc Ấn Độ, một số khác cho rằng cỏ này xuất xứ quanh Bombay nên người ta tạm kết luận đây là loài sống ở vùng nhiệt đới và á nhiệt đới trên những đồng bằng Nam Ấn , Bangladesh và Myanmar Có 12 giống cỏ Vetiver được biết đến nhưng có hai loài đã được

trồng để bảo vệ đất là Vetiver zizanioides và Vetiveria nigritana Giống cỏ

sử dụng ở Việt Nam thuộc dòng Nam Ấn Độ (loài Vetiver zizanioides) và

thường gọi là cỏ Vetiver (Paul Truong và cs, 2006) [57]

1.3.1.2 Đặc điểm hình thái

Về mặt hình thái, cỏ Vetiver rất giống như một bụi cỏ sả to, thân xếp vào nhau tạo thành khóm dày đặc, vững chắc, chiều cao có thể tới 3 m Từ gốc rễ mọc ra nhiều chồi ở các hướng, phần trên không phân nhánh, phần dưới đẻ nhánh rất mạnh

Thân lá mọc thẳng đứng, cứng, chịu được điều kiện ngập lũ cao trung bình 1 - 1,5 m, khó phân biệt được thân và lá, phiến lá tương đối cứng, lá dài

từ 40 - 90 cm, rộng 4 - 10 mm, lá nhẵn, mép lá nhám (Mekonnen, 2000) [86]