Nghiên cứu hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất vùng chuyên canh rau đông nam bộ và thí nghiệm mô hình xử lý ô nhiễm bằng thực vật

kiếm các phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất, góp phần cải tạo ô nhiễm môi trường đất là hết sức cần thiết, nhất là khi xu thế tài nguyên đất trên thế giới đang bị suy giảm nhanh c

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

NGUYỄN MINH HƯNG

NGHIÊN CỨU HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT VÙNG CHUYÊN CANH RAU ĐÔNG NAM BỘ

VÀ THÍ NGHIỆM MÔ HÌNH XỬ LÝ Ô NHIỄM BẰNG THỰC VẬT

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

Hà Nội - 2019

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

NGUYỄN MINH HƯNG

NGHIÊN CỨU HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT VÙNG CHUYÊN CANH RAU ĐÔNG NAM BỘ

VÀ THÍ NGHIỆM MÔ HÌNH XỬ LÝ Ô NHIỄM BẰNG THỰC VẬT

CHUYÊN NGÀNH: MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÀ NƯỚC

MÃ SỐ: 9440301.02

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

Người hướng dẫn khoa học:

PGS.TSKH Nguyễn Xuân Hải

TS Bùi Thị Ngọc Dung

Hà Nội - 2019

LỜI CAM ĐOAN

Nghiên cứu sinh xin cam đoan toàn bộ kết quả trong luận án này là công trình nghiên cứu của nghiên cứu sinh, dưới sự hướng dẫn trực tiếp của PGS.TSKH Nguyễn Xuân Hải và TS Bùi Thị Ngọc Dung Các số liệu nghiên cứu được trình bày một cách chính xác và trung thực Toàn bộ số liệu và kết quả nghiên cứu trình bày trong luận án là do nghiên cứu sinh trực tiếp thực hiện và công bố trên các tạp chí Các số liệu của các tác giả khác được sử dụng đã có trích dẫn rõ ràng

Hà Nội, ngày tháng năm 2019

Nghiên cứu sinh

Nguyễn Minh Hưng

LỜI CẢM ƠN

Để hoàn thành công trình này, tôi đã nhận được sự giúp đỡ tận tình của Bộ môn Khoa học đất, Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội; tập thể và cá nhân những nhà khoa học thuộc nhiều lĩnh vực trong và ngoài ngành

Tôi xin chân thành bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc và kính trọng đến:

+ PGS TS KH Nguyễn Xuân Hải, Bộ Tài nguyên & Môi trường và TS Bùi Ngọc Dung, Trưởng phòng Khoa học, Viện Quy hoạch và Thiết kế Nông nghiệp, Bộ Nông nghiệp và PTNT, những người thầy, cô đã hướng dẫn hết mực nhiệt tình, làm việc với tinh thần chu đáo trách nhiệm cao, đã chỉ dạy giúp đỡ tôi trong suốt thời gian thực hiện và hoàn thành luận án

+ Tập thể lãnh đạo và các thầy, cô của Bộ môn Thổ nhưỡng, Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội, đã giúp đỡ, đóng góp ý kiến và tạo mọi điều kiện thuận lợi để tôi hoàn thành luận án này

+ Lãnh đạo Viện Thổ nhưỡng Nông hóa, các đồng nghiệp ở phòng Khoa học

& Hợp tác quốc tế, TT Nghiên cứu Đất, Phân bón và Môi trường phía Nam và BM

Vi sinh vật đã tạo điều kiện cho tôi học tập và cơ sở vật chất để bố trí thí nghiệm

Các bạn bè, đồng nghiệp đã động viên và hỗ trợ nghiên cứu sinh rất nhiều

để có được các kết quả trong nghiên cứu này

Cuối cùng xin được đặc biệt cảm ơn những người thân trong gia đình đã ủng

hộ và tạo mọi điều kiện thuận lợi cho nghiên cứu sinh trong cuộc sống để hoàn thành kết quả nghiên cứu của luận án

Hà Nội, ngày tháng năm 2019

Nghiên cứu sinh

Nguyễn Minh Hưng

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN

LỜI CẢM ƠN

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

DANH MỤC BẢNG

DANH MỤC HÌNH

MỞ ĐẦU 1

CHƯƠNG I TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 4

1.1 Tổng quan về ô nhiễm đất và ô nhiễm kim loại nặng trong đất 4

1.1.1 Khái niệm về ô nhiễm đất 4

1.1.2 Kim loại nặng và ô nhiễm kim loại nặng trong đất 5

1.1.3 Các dạng tồn tại của As, Cd, Pb, Hg trong đất và nước 5

1.2 Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất và nước 8

1.2.1 Nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất 8

1.2.2 Nguồn gây ô nhiễm KLN trong nước 9

1.3 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất trên thế giới và ở Việt Nam 9

1.3.1 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất trên thế giới 9

1.3.2 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất và nước ở Việt Nam 11

1.4 Các phương pháp xử lý đất ô nhiễm KLN 17

1.4.1 Các phương pháp truyền thống 17

1.4.2 Các phương pháp sinh học 18

1.4.3 Xử lý ô nhiễm bằng thực vật (phytoremediation) 19

1.4.4 Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý KLN trong đất 23

1.4.5 Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực vật 23

1.4.6 Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm 25

1.5 Tình hình nghiên cứu xử lý đất ô nhiễm KLN bằng phương pháp sinh học ở Việt Nam 29

1.5.1 Tình hình sử dụng thực vật 29

1.5.2 Một số loài thực vật có khả năng tích tụ KLN cao phân bố tại vùng Đông Nam Bộ 31

1.5.3 Phương pháp kết hợp thực vật với vi sinh vật 34

1.5.4 Cơ chế tác động của vi sinh vật đến sự tích lũy KLN của thực vật 35

1.6 Tóm tắt phần tổng quan 37

CHƯƠNG II ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 38

2.1 Đối tượng nghiên cứu 38

2.2 Nội dung nghiên cứu 41

2.3 Phương pháp nghiên cứu 41

2.3.1 Phương pháp thu thập và xử lý dữ liệu 41

2.3.2 Phương pháp lấy mẫu vật 41

2.3.3 Phương pháp tuyển chọn thực vật và vi sinh vật 42

2.3.4 Xác định khả năng chống chịu của nấm cộng sinh vùng rễ (Mycorrhiza) với KLN trong đất 42

2.3.5 Phương pháp bố trí thí nghiệm trong chậu 43

2.3.6 Phương pháp bố trí thí nghiệm đồng ruộng 44

2.3.7 Đánh giá mức độ ô nhiễm KLN trong đất, bùn, nước và thực vật 48

2.3.8 Xây dựng mô hình ứng dụng biện pháp sinh học để xử lý ô nhiễm KLN trong đất 49

2.3.9 Phương pháp phân tích 51

2.3.10 Phương pháp xử lý số liệu 51

CHƯƠNG III KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 52

3.1 Thực trạng sản xuất rau ở vùng ĐNB 52

3.1.1 Diện tích, năng suất và sản lượng một số rau chính ở ĐNB 52

3.1.2 Cơ cấu chủng loại rau 54

3.1.3 Kỹ thuật thâm canh rau 55

3.2 Thực trạng ô nhiễm KLN trong đất, nước và rau ở vùng chuyên canh rau ĐNB 56 3.2.1 Thực trạng ô nhiễm KLN trong đất ở vùng chuyên canh rau ĐNB 56

3.2.2 Thực trạng ô nhiễm KLN trong bùn ở vùng chuyên canh rau ĐNB 62

3.2.3 Thực trạng ô nhiễm KLN trong nước tưới ở vùng chuyên canh rau ĐNB 65

3.2.4 Thực trạng ô nhiễm KLN trong một số loại rau vùng chuyên canh rau ĐNB 67

3.3 Kết quả tuyển chọn một số loài thực vật và vi sinh vật có khả năng tích lũy As,

Cd, Pb, Hg trong đất, vùng chuyên canh rau ở ĐNB 69

3.3.1 Kết quả tuyển chọn một số loài thực vật 70

3.3.2 Khả năng chống chịu ô nhiễm KLN trong đất của nâm Mycorhiza cộng sinh với thực vật 78

3.3.3 Phân lập VSV và xác định khả năng tích lũy, chuyển hóa As, Cd, Pb, Hg 81

3.3.4 Tuyển chọn các chủng VSV có khả năng tích lũy, chuyển hóa Pb, Cd, As, Hg cao ở vùng nghiên cứu 83

3.4 Khả năng chịu đựng ô nhiễm và hấp thụ KLN của thực vật 86

3.5 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực vật 96

3.5.1 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của cây đậu bắp 96

3.5.2 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của cây đậu rồng 99

3.5.3 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của cây Rau ngót 102

3.5.4 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của cây dọc mùng 104

3.6 Khả năng dùng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong bùn 107

3.6.1 Khả năng sinh trưởng của cây Kèo nèo trong mùn ô nhiễm KLN 107

3.6.2 Sự thay đổi KLN trong bùn bị ô nhiễm KLN sau trồng kèo nèo 111

3.7 Khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực vật và VSV ở điều kiện đồng ruộng 112

3.7.1 Kết quả thí nghiệm trên cây đậu bắp 113

3.7.2 Kết quả thí nghiệm trên cây dọc mùng 116

3.7.3 Đánh giá khả năng xử lý bùn bị ô nhiễm KLN của thực vật và VSV 118

3.8 Khả năng giảm thiểu KLN trong đất bằng giải pháp dùng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN 121

3.8.1 Hàm lượng KLN trong đất dưới ảnh hưởng của biện pháp sinh học 121

3.8.2 Dự đoán thời gian khả năng phục hồi đất sau khi áp dụng các cây trồng đa mục đích hấp thụ KLN 123

3.9 Kết quả xây dựng và thử nghiệm mô hình ứng dụng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong đất 127

3.9.1 Mô hình ứng dụng biện pháp sinh học xử lý ô nhiễm KLN trong đất 127

3.9.2 Mô hình ứng dụng biện pháp sinh học xử lý ô nhiễm KLN trong bùn 129

TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

RAT Rau an toàn

SXTT Sản xuất thông thường

VSV Vi sinh vật

XLKLN Xử lý kim loại nặng

XLTV Xử lý bằng thực vật

XLVSV Xử lý bằng vi sinh vật

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1 Một số loài thực vật có khả năng tích lũy KLN cao 23

Bảng 2.1 Tổng hợp hiện trạng sử dụng đất năm 2015 xã Vĩnh Lộc B 40

Bảng 2.2 Các công thức thí nghiệm 43

Bảng 2.3 Các công thức thí nghiệm (TN 5) 44

Bảng 2.4 Công thức thí nghiệm (TN 6) 45

Bảng 2.5 Công thức thí nghiệm (TN 7) 46

Bảng 2.6 Công thức thí nghiệm (TN 8, 9) 47

Bảng 2.7 Công thức thí nghiệm (TN 10) 47

Bảng 2.8 Công thức thí nghiệm (TN 11) 48

Bảng 2.9 Thang đánh giá mức độ ô nhiễm KLN theo chỉ số Nemerow 49

Bảng 2.10 Mô hình ứng dụng biện pháp sinh học để xử lý ô nhiễm KLN trong đất 50

Bảng 2.11 Mô hình ứng dụng biện pháp sinh học xử lý ô nhiễm KLN trong bùn 50

Bảng 2.12 Các phương pháp phân tích KLN trong đất, trong nước và trong rau 51

Bảng 3.1 Diện tích, năng suất, sản lượng rau ở các tỉnh nghiên cứu 52

Bảng 3.2 Tổng hợp kết quả phân tích KLN trong đất trồng rau ở ĐNB 56

Bảng 3.3 Hàm lượng KLN trong đất trồng rau điều tra ở ĐNB 57

Bảng 3.4 Giá trị chỉ số Nemerow riêng lẻ (Pi) của các KLN trong đất trồng rau ở ĐNB 60

Bảng 3.5 Giá trị chỉ số Nemerow (PI/Pi) trong đất trồng rau ở ĐNB 61

Bảng 3.6 Hàm lượng KLN trong bùn điều tra ở vùng trồng rau ĐNB 62

Bảng 3.7 Giá trị chỉ số Nemerow (Pi) của các KLN trong bùn ở ĐNB 64

Bảng 3.8 Giá trị trung bình chỉ số Nemerow trong bùn ở vùng trồng rau ĐNB 65 Bảng 3.9 Hàm lượng KLN trong nước tưới ở vùng trồng rau điều tra tại ĐNB 66 Bảng 3.10 Giá trị chỉ số Nemerow (PI) của các KLN trong nước tưới ở ĐNB 67

Bảng 3.11 Hàm lượng KLN trong rau ở ĐNB điều tra 68

Bảng 3.12 Giá trị chỉ số Nemerow (PI) trong rau ở vùng ĐNB 69

Bảng 3.13 Khả năng tích lũy KLN của 10 loài thực vật tuyển chọn 76

Bảng 3.14 Số lượng bào tử nấm công sinh Mycorhiza trong đất 79

Bảng 3.15 Tỷ lệ xâm nhiễm nấm cộng sinh Mycorhiza trong rễ thực vật 80

Bảng 3.16 Kết quả so sánh trình tự ADN các vi sinh vật nghiên cứu với trình tự ADN 82

Bảng 3.17 Khả năng tích lũy KLN của cây đậu bắp ở các nồng độ khác nhau 87

Bảng 3.18 Khả năng tích lũy KLN của cây đậu rồng ở các nồng độ khác nhau 89 Bảng 3.19 Khả năng tích lũy KLN của cây rau ngót ở các nồng độ khác nhau 91 Bảng 3.20 Khả năng tích lũy KLN của cây dọc mùng ở các nồng độ khác nhau 93

Bảng 3.21 Hàm lượng KLN trong đất trước và sau thí nghiệm trồng cây đậu bắp (mg/kg đất khô) (TN 1) 97

Bảng 3.22 Hàm lượng KLN trong đất trước và sau thí nghiệm trồng cây đậu rồng (ppm đất khô) (TN 2) 100

Bảng 3.23 Hàm lượng KLN trong đất trước và sau thí nghiệm trồng cây rau ngót (ppm đất khô) (TN 3) 103

Bảng 3.24 Hàm lượng KLN trong đất trước và sau thí nghiệm trồng cây dọc mùng (ppm đất khô) (TN 4) 105

Bảng 3.25 Năng suất và hàm lượng KLN trong cây kèo nèo trồng trên bùn bị ô nhiễm kim loại khác nhau (TN 5) 108

Bảng 3.26 Hàm lượng KLN tổng số trong bùn trước và sau thí nghiệm với cây kèo nèo (mg/kg bùn khô) (TN 6) 112

Bảng 3.27 Hàm lượng Pb trong cây đậu bắp sau thí nghiệm 113

Bảng 3.28 Hàm lượng Cd trong cây đậu bắp sau thí nghiệm 114

Bảng 3.29 Hàm lượng As trong cây đậu bắp sau thí nghiệm 115

Bảng 3.30 Hàm lượng Hg trong cây đậu bắp sau thí nghiệm 115

Bảng 3.31 Ảnh hưởng của chế phẩm VSV đến các yếu tố cấu thành năng suất và năng suất đậu bắp trên đất nhiễm KLN 116 Bảng 3.32 Hàm lượng chì tích lũy trong cây dọc mùng sau thí nghiệm 117 Bảng 3.33 Hàm lượng cadimi tích lũy trong cây dọc mùng sau thí nghiệm 117 Bảng 3.34 Hàm lượng asen tích lũy trong cây dọc mùng sau thí nghiệm 118 Bảng 3.35 Hàm lượng thủy ngân tích lũy trong cây dọc mùng sau thí nghiệm118 Bảng 3.36 Hàm lượng chì tích lũy trong cây kèo nèo sau thí nghiệm 119 Bảng 3.37 Hàm lượng cadimi tích lũy trong cây kèo nèo sau thí nghiệm 120 Bảng 3.38 Hàm lượng asen tích lũy trong cây kèo nèo sau thí nghiệm 120 Bảng 3.39 Hàm lượng thủy ngân tích lũy trong cây kèo nèo sau thí nghiệm 121 Bảng 3.40 Hàm lượng KLN trong đất sau 2 năm thí nghiệm 122 Bảng 3.41 Hàm lượng KLN trong bùn sau 2 năm thí nghiệm 122 Bảng 3.42 Các hệ số a, b tính từ thực nghiệm 124 Bảng 3.43 Thời gian khả năng phục hồi KLN về giá trị ở đất nền, sau khi áp dụng các cây trồng đa mục đích hấp thụ KLN 124 Bảng 3.44 Hàm lượng KLN trong cây đậu bắp sau mô hình 127 Bảng 3.45 Hàm lượng KLN trong đất sau mô hình trồng cây đậu bắp (ppm) 127 Bảng 3.46 Hàm lượng KLN trong cây dọc mùng sau mô hình (ppm) 128 Bảng 3.47 Hàm lượng KLN trong đất sau mô hình trồng cây dọc mùng (ppm) 128 Bảng 3.48 Hàm lượng KLN trong cây kèo nèo sau mô hình, (ppm) 129 Bảng 3.49 Hàm lượng KLN trong đất sau mô hình trồng cây kèo nèo, (ppm) 129

DANH MỤC HÌNH

Hình 2.1 Các tỉnh điều tra khảo sát của đề tài 38

Hình 2.2 Địa điểm khu thí nghiệm 39

Hình 3.1 Hiện trạng ruộng trồng đậu bắp vùng điều tra 53

Hình 3.2 Khu vực chuyên canh cải xanh 53

Hình 3.3 Khu vực chuyên canh rau muống 54

Hình 3.4 Cây Ô rô 70

Hình 3.5 Cây Kèo nèo 71

Hình 3.6 Cây Rau rút 71

Hình 3.7 Cây Bình bát 72

Hình 3.8 Cây đậu bắp 72

Hình 3.9 Cây Đậu rồng 73

Hình 3.10 Cây Dọc mùng 74

Hình 3.11 Cây Sen 74

Hình 3.12 Cây Cà rốt 75

Hình 3.13 Cây Rau ngót 75

Hình 3.14 Hệ số tích lũy sinh học của một số cây trồng tuyển chọn 78

Hình 3.15 Bố trí thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây đậu bắp 88

Hình 3.16 Thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây đậu bắp 88

Hình 3.17 Thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây đậu rồng 92

Hình 3.18 Thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây dọc mùng 92

Hình 3.19 Hàm lượng Chì trong đất trước và sau trồng cây Đậu bắp 98

Hình 3.20 Hàm lượng Cadimi trong đất trước và sau trồng cây Đậu bắp 99

Hình 3.21 Hàm lượng Pb và As tổng số trong đất thí nghiệm trồng Đậu rồng 101 Hình 3.22 Hàm lượng Pb và As dễ tiêu trong đất thí nghiệm trồng Đậu rồng 101 Hình 3.23 Hàm lượng Cd và Hg tổng số trong đất thí nghiệm trồng rau ngót 102 Hình 3.24 Hàm lượng Cd và Hg dễ tiêu trong đất thí nghiệm trồng rau ngót 104

Hình 3.25 Thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây dọc mùng 106

Hình 3.26 Hàm lượng Pb và As tổng số trong đất thí nghiệm trồng dọc mùng 106

Hình 3.27 Hàm lượng Cd và Hg dể tiêu trong đất thí nghiệm trồng dọc mùng 107

Hình 3.28 Thí nghiệm ảnh hưởng của KLN đối với cây kèo nèo 109

Hình 3.29 Thí nghiệm đồng ruộng nghiên cứu ảnh hưởng của KLN đối với cây đậu bắp 113

Hình 3.30 Thí nghiệm đồng ruộng nghiên cứu ảnh hưởng của KLN đối với cây kèo nèo 119

Hình 3.31 Dự báo thời gian phục hồi Chì (Pb) trong đất bằng thực vật 125

Hình 3.32 Dự báo thời gian phục hồi cadimi (Cd) trong đất bằng thực vật 125

Hình 3.33 Dự báo thời gian phục hồi Asen (As) trong đất bằng thực vật 126

Hình 3.34 Dự báo thời gian phục hồi Thủy ngân (Hg) trong đất bằng thực vật 126

Hình 3.35 Thí nghiệm đồng ruộng nghiên cứu ảnh hưởng của KLN đối với cây dọc mùng 128

MỞ ĐẦU

1 Tính cấp thiết của đề tài

Nhu cầu về rau quả ngày càng cao trong nước và quốc tế, đã thúc đẩy ngành sản xuất rau quả của Việt Nam phát triển mạnh với tốc độ nhanh Chỉ trong 10 năm gần đây, diện tích rau cả nước tăng từ 635,1 nghìn ha (2005) lên 900 nghìn ha, sản lượng tăng lên tương ứng 15 triệu tấn [4, 5] Năm 2015, rau quả Việt Nam đã có mặt tại hơn 60 quốc gia và vùng lãnh thổ Kim ngạch xuất khẩu tăng hơn 7 lần, đạt 1,8 tỷ USD Đến tháng 10 năm 2016 xuất khẩu rau quả trên 1,99 tỷ USD [4, 5, 6]

Vùng Đông Nam Bộ là một trong những vùng rau lớn của nước ta, là nơi cung cấp rau quả chính cho các thành phố lớn: TP Hồ Chí Minh, TP Biên Hòa, các khu công nghiệp tại các tỉnh Đồng Nai, Bình Dương… Năm 2005, diện tích trồng rau của cả vùng có 68,3 nghìn ha với sản lượng 777 nghìn tấn thì năm 2018 có diện tích là 60 nghìn ha và sản lượng là 1.093,7 nghìn tấn [4, 7] Tuy nhiên, sản xuất nông nghiệp nói chung, rau quả nói riêng đang đối mặt với vấn đề ô nhiễm môi trường canh tác, nguy cơ hạn chế đến sản xuất và phát triển nông sản an toàn, đặc biệt là môi trường đất, nước trồng rau

Vùng Đông Nam Bộ đang phải đối mặt với vấn đề ô nhiễm nguồn nước do sự gia tăng lượng nước thải từ các khu công nghiệp, sinh hoạt, y tế, nông nghiệp…vùng Đông Nam Bộ là vùng phát sinh lượng nước thải công nghiệp lớn nhất trong 6 vùng kinh tế của cả nước (chiếm 50%) Tính trên toàn bộ lưu vực sông Đồng Nai có

114 khu công nghiệp, tuy nhiên mới chỉ có 79 khu công nghiệp có hệ thống xử lý nước thải, còn lại các khu công nghiệp đều xả nước thải trực tiếp ra sông Mặt khác, nguồn nước thải từ hoạt động y tế trong vùng được xem là nguồn thải độc hại, nếu không hoặc xử lý không triệt để trước khi thải ra môi trường Đây là những nguồn gây ô nhiễm môi trường đất và nước [114]

Trong ô nhiễm đất sản xuất nông nghiệp, nước tưới ô nhiễm kim loại nặng (KLN) đã và đang trở thành mối quan tâm đặc biệt của nhiều quốc gia trên thế giới Cùng với sự phát triển của các ngành công nghiệp, dịch vụ, nông nghiệp thì quy mô

và cường độ ô nhiễm KLN cũng ngày càng gia tăng Do đó, việc nghiên cứu, tìm

kiếm các phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất, góp phần cải tạo ô nhiễm môi trường đất là hết sức cần thiết, nhất là khi xu thế tài nguyên đất trên thế giới đang bị suy giảm nhanh chóng về diện tích và chất lượng, đe dọa đến an toàn lương thực, thực phẩm và sự phát triển bền vững

Hiện nay trên thế giới và Việt Nam đã áp dụng nhiều phương pháp khác nhau nhằm xử lý KLN trong đất như: Công nghệ rửa đất, công nghệ cố định tại chỗ, Tuy nhiên, các phương pháp này đều có chi phí cao, chỉ phù hợp với quy mô nhỏ trong khi tình trạng ô nhiễm đất lại xảy ra trên diện rộng Do đó, hiệu quả của việc

áp dụng các phương pháp trên là không cao

Cùng với quá trình phát triển các khu công nghiệp, đô thị và mở rộng các vùng chuyên canh rau ở ĐNB thì quy mô và cường độ ô nhiễm KLN trong đất ngày

càng gia tăng Vì vậy, việc thực hiện đề tài: “Nghiên cứu hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất vùng chuyên canh rau Đông Nam Bộ và thí nghiệm mô hình xử

lý ô nhiễm bằng thực vật” là hết sức cần thiết nhằm góp phần xác định cơ sở khoa

học và thực tiễn cho việc phát triển và ứng dụng cơ chế của công nghệ thực vật và VSV xử lý ô nhiễm KLN trong đất – công nghệ được đánh giá rất cao ở các nước phát triển, nhưng đang còn khá mới mẻ ở Việt Nam

2 Mục tiêu của đề tài

- Đánh giá thực trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất, nước trên ở vùng chuyên trồng rau ở Đông Nam Bộ

- Xác định được loài thực vật có khả năng tích lũy, chuyển hóa KLN (As, Cd,

Pb, Hg), giảm thiểu ô nhiễm KLN trong đất;

- Xây dựng quy trình ứng dụng biện pháp thực vật giảm thiểu ô nhiễm KLN cho đất trồng rau tại một số vùng chuyên canh ở ĐNB;

- Xây dựng được mô hình ứng dụng thực vật (biện pháp sinh học) giảm thiểu

ô nhiễm KLN cho đất trồng rau tại một số vùng chuyên canh ở ĐNB

3 Phạm vi nghiên cứu

3.1 Tiêu chí xác định địa điểm nghiên cứu

- Điểm nghiên cứu phải là địa phương có diện tích rau chuyên canh đủ lớn, có khả năng cung cấp cho các thành phố, các đô thị và khu công nghiệp và xuất khẩu;

- Vùng nghiên cứu chịu ảnh hưởng trực tiếp của nước thải sinh hoạt và nước thải công nghiệp gây ô nhiễm đất và nước trong quá trình canh tác rau

3.2 Địa điểm nghiên cứu

Địa điểm nghiên cứu gồm 4 tỉnh/thành phố là: thành phố Hồ Chí Minh, tỉnh Đồng Nai, tỉnh Bình Dương và tỉnh Bà Rịa - Vũng Tàu

4 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài

4.2 Ý nghĩa thực tiễn

Luận án đã đánh giá được thực trạng ô nhiễm KLN trong đất vùng chuyên

canh rau ĐNB và đưa ra được giải pháp kỹ thuật sinh học xử lý ô nhiễm KLN bằng

thực vật Luận án không chỉ đóng góp hiệu quả trong việc giảm thiểu ô nhiễm môi trường đất, nước tại vùng chuyên canh rau ở ĐNB, mà còn nâng cao chất lượng rau thương phẩm, góp phần nâng cao hiệu quả kinh tế cho người trồng rau, đồng thời bảo vệ sức khoẻ cho người trồng cũng như người sử dụng rau

5 Những đóng góp mới của đề tài

- Tuyển chọn được một số loài thực vật đa mục đích có khả năng hút thu, tích lũy KLN cao, từ đó chọn được 2 loài thực vật trên cạn là Đậu bắp và Dọc mùng; 1 loài thực vật sống dưới nước là Kèo nèo có khả năng hút thu KLN cao vừa có giá trị làm thực phẩm Đã đưa ra quy trình công nghệ sinh học (sử dụng thực vật, kết hợp với VSV) giảm thiểu ô nhiễm KLN trong đất trồng rau, hướng tới sản xuất rau an toàn;

- Đã tính toán được khả năng hồi phục của đất trở về môi trường nền ban đầu, khi áp dụng các cây trồng đa mục đích hấp thụ KLN thì thời gian phục hồi nhanh nhất từ 4 - 6 năm, chậm nhất từ 41 - 50 năm tùy thuộc từng đối tượng nghiên cứu

CHƯƠNG I TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

1.1 Tổng quan về ô nhiễm đất và ô nhiễm kim loại nặng trong đất

1.1.1 Khái niệm về ô nhiễm đất

Ô nhiễm đất được xem là tất cả các hiện tượng làm nhiễm bẩn môi trường đất bởi các tác nhân gây ô nhiễm Đất bị ô nhiễm có chứa một số độc tố, chất có hại cho cây trồng vượt quá nồng độ đã được quy định Các nguồn chính gây ô nhiễm đất là: Các loại vi khuẩn, kí sinh trùng phát sinh do việc sản xuất chăn nuôi không hợp vệ sinh, dùng phân tươi bón cây ; các loại chất thải rắn, phóng xạ, chất dẻo, nilông, kim loại, amiăng phát sinh từ các nguồn thải công nghiệp đưa vào đất; các loại hoá chất độc hại sinh ra do sự phân huỷ các loại hoá chất sử dụng trong nông nghiệp, trong chiến tranh hoá học ngấm vào đất, [19, 31]

Ngày nay, cùng với sự phát triển mạnh của công nghiệp, tốc độ đô thị hóa diễn ra ngày càng nhanh, vấn đề ô nhiễm môi trường ngày càng nghiêm trọng, nguyên nhân là do khí thải từ các nhà máy, các xe cơ giới làm ô nhiễm bầu không khí, chất thải từ các nhà máy và khu dân cư đô thị làm ô nhiễm nguồn nước, không khí Khi nước bị ô nhiễm thì đất cũng bị ô nhiễm theo

Ô nhiễm đất còn dẫn đến ô nhiễm các môi trường khác như nước ngầm, nước mặt, không khí Chất ô nhiễm có thể hoà tan, thấm xuống nước ngầm hoặc có thể bị dòng nước di chuyển đi nơi khác tạo nên sự ô nhiễm nước trên mặt đất Gió thổi có thể chuyển chất ô nhiễm đi xa làm cho diện tích ô nhiễm mở rộng hơn Bởi vậy, khi đất ô nhiễm cũng có thể trở thành nguồn gây ô nhiễm đối với nước và không khí Ô nhiễm đất không những làm giảm khả năng sản xuất của đất mà còn ảnh hưởng tới thực vật, động vật và người - một số nguyên tố vi lượng hoặc siêu vi lượng có tính độc hại tích lũy lại trong nông sản, đi vào chuỗi thức ăn gây tác hại nghiêm trọng đối với động vật và con người, [52, 112]

Chính vì sự nguy hại của ô nhiễm đất mà ngày càng có nhiều nghiên cứu

về biện pháp quản lý, giảm thiểu, tiến đ ế n loại bỏ yếu tố ô nhiễm khỏi đất Mỗi phương pháp xử lý ô nhiễm có ưu và nhược điểm riêng, tùy từng điều kiện cụ thể cũng như nguyên nhân gây nên ô nhiễm mà áp dụng cho phù hợp Như vậy, lựa

chọn biện pháp xử lý ô nhiễm đất là bước đi quan trọng không chỉ với mục tiêu phục hồi các vùng đất đã bị ô nhiễm, mà còn đảm bảo nhiều lợi ích trên phương diện kinh tế, xã hội

1.1.2 Kim loại nặng và ô nhiễm kim loại nặng trong đất

Thuật ngữ “Kim loại nặng” được từ điển hóa học định nghĩa là các kim loại

có tỷ trọng lớn hơn 4,5 g/cm3 Trong tự nhiên có hơn 70 nguyên tố KLN Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “Kim loại nặng” chủ yếu dùng để chỉ các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề môi trường bao gồm: As, Cd, Pb, Cu, Zn, Hg, Ni, Mn, Cr Theo cơ quan thống kê các chất độc và bệnh Hoa Kỳ (ATSDR) và Cơ quan bảo

vệ Môi trường của Mỹ (US EPA), trong số này, As, Cd, Pb, và Hg nằm trong nhóm

20 chất nguy hại hàng đầu [85]

Một số kim loại là thành phần thiết yếu của các enzym, protein hô hấp và trong các cấu trúc của cơ thể sinh vật, đó là các nguyên tố vi lượng như: Fe, Zn, Cu,

Mn, Mo Tuy nhiên, ở hàm lượng quá cao hay quá thấp của các nguyên tố cần thiết này đều là điều kiện bất lợi với cơ thể sinh vật Sự tích tụ KLN trong môi trường đất, nước gây nguy hiểm cho sức khoẻ con người và các hệ sinh thái Theo nhiều nghiên cứu, tích tụ KLN trong cơ thể con người có thể gây ra một số rối loạn bao gồm các bệnh về tim mạch, ung thư, suy giảm nhận thức, thiếu máu mãn tính, tổn thương thận, hệ thần kinh, não, da và xương [93]

KLN tồn tại trong đất thông qua các quá trình tự nhiên và nhân tạo, gây ra nhiều tác động độc hại đối với hoạt động sinh học đất do đó ảnh hưởng không nhỏ đến các quá trình chuyển hóa trao đổi chất cũng như chức năng của hệ sinh thái [31]

1.1.3 Các dạng tồn tại của As, Cd, Pb, Hg trong đất và nước

1.1.3.1 As, Cd, Pb, Hg trong đất

* Asen (As) trong đất

Asen tồn tại dưới dạng hợp chất chủ yếu như arsenit (AsO43-) trong điều kiện ôxy hoá Chúng bị hấp phụ mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan ôxyt hoặc hyđrôxyt và các chất hữu cơ Trong các đất chua, As có nhiều ở dạng arsenit với sắt

và nhôm (FeAsO4; AlAsO4) Ở các đất kiềm và đất cácbonat, Asen có nhiều ở dạng

Ca3(AsO4)2 Asen có xu hướng được tích tụ trong quá trình phong hóa, trên mặt cắt

của vỏ phong hóa và trong đất As thường tồn tại ở phần trên (0 - 1,5m) do bị hấp phụ bởi vật liệu hữu cơ, keo hyđrôxyt sắt và sét Trong điều kiện khí hậu khô các hợp chất của As thường tồn tại dưới dạng ít linh động, còn trong điều kiện khí hậu

ẩm ướt các hợp chất của asen sufua bị hòa tan và bị rửa trôi Lượng As trong đất chuyển vào nước khoảng 5 - 10% tổng lượng As trong đất, [46, 66]

* Cadimi (Cd) trong đất

Cadimi tồn tại ở dạng các hợp chất không tan như CdO, CdCO3, Cd3(PO4)2trong điều kiện oxi hóa Trong các điều kiện khử (Eh ≤ - 0,2V), Cd tồn tại nhiều dưới dạng CdS Trong các đất chua, Cd tồn tại ở dạng linh động hơn (Cd2+) Tuy nhiên, nếu đất có nhiều sắt, nhôm, mangan, chất hữu cơ thì Cd bị chúng liên kết làm giảm khả năng linh động của Cd Thông thường Cd tồn tại trong đất ở dạng hấp phụ trao đổi chiếm 20 - 40%, dạng các hợp chất cacbonat là 20%, hidroxit và oxit là 20% Phần liên kết với các hợp chất hữu cơ chiếm tỉ lệ nhỏ [61, 79]

* Chì (Pb) trong đất

Chì (Pb) chủ yếu tồn tại ở dạng hóa trị 2 và được chia ra thành 10 dạng: hoà tan trong nước, trao đổi, cacbonat, dạng dễ khử, phức liên kết với chất hữu cơ, kết hợp với oxit Fe ở dạng vô định hình, kết hợp với oxit Fe ở dạng tinh thể, dạng sunfit

và các dạng còn lại Trạng thái tồn tại của Pb trong đất phụ thuộc rất nhiều vào pH của đất, khi pH đất thấp thì khả năng di động của Pb tăng và ngược lại khi pH đất cao thì Pb bị cố định dưới dạng kết tủa Pb(OH)2 [11]

* Thuỷ ngân (Hg) trong đất

Thủy ngân (Hg) tồn tại dưới dạng nguyên tố, các hợp chất hữu cơ và vô cơ, phổ biến nhất là dạng nguyên tố (kim loại), Clorit thủy ngân và metyl thủy ngân Thủy ngân hóa trị 1 và 2 là 2 dạng bền vững trong điều kiện oxi hóa Trong điều kiện khử, Hg vô cơ hoặc hữu cơ dễ dàng bị khử thành Hg nguyên tố, sau đó bị chuyển hóa thành dạng alkyl hóa Hg hữu cơ và vô cơ có thể bị chuyển hóa thành dạng alkyl hóa dưới tác dụng của VSV, ví dụ như VSV khử lưu huỳnh và cũng có thể hình thành Hg nguyên tố khi metyl Hg bị demetyl hóa hoặc các hợp chất Hg2+ bị khử Trong môi trường axit (pH<4), metyl Hg chiếm ưu thế trong khi ở môi trường kiềm chủ yếu tồn tại các hợp chất của HgS, [47]

1.1.3.2 Các dạng tồn tại của As, Cd, Pb, Hg trong nước

* Asen trong nước:

Asen có mặt trong nước tự nhiên với nồng độ thấp, chỉ khoảng vài 1µg/L hoặc nhỏ hơn Nồng độ asen trong nước biển ở khoảng 1 - 8µg/L, trong nước ngọt không ô nhiễm là 1 - 10µg/L và tăng cao đến 100 – 5.000µg/L tại những vùng có khoáng hóa sulfur và vùng mỏ Trong nước, asen thường tồn tại ở dạng asenat (As(V)) hoặc asenit (As(III)) Hàm lượng asen trong nước ngầm thường là 1 - 2µg/L Ở những vùng có đá núi lửa và các cặn khoáng sulfur, hàm lượng asen đo được có khi cao hơn 3.000µg/L Kết quả khảo sát chất lượng nước ngầm cho thấy các khu vực có tầng ngậm nước được phát hiện bị ô nhiễm asen với nồng độ trên 50µg/L như: Ấn Độ, Bangladesh, Nepal, Myanmar, Cambodia, Trung Quốc, Đài Loan, Việt Nam, Hungary, Rumania, Argentina, Chile, Mexico và nhiều vùng trên nước Mỹ Từ những năm 1999 trở lại đây tại Việt Nam đã tiến hành những khảo sát

về tình trạng ô nhiễm asen ở quy mô rộng hơn, mang tính hệ thống hơn Kết quả cho thấy tình trạng ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt Nam được khẳng định là hiện thực và hiện tượng này tương đối phổ biến ở các vùng đồng bằng thuộc lưu vực 2 sông: sông Hồng và sông Mê Kông, [106]

* Cadimi trong nước:

Cd tồn tại chủ yếu ở dạng hoá trị 2, rất dễ bị thuỷ phân trong môi trường kiềm Ngoài dạng hợp chất vô cơ, Cd liên kết với các hợp chất hữu cơ đặc biệt là axit humic tạo thành phức chất có khả năng hấp phụ tốt trên các hạt sét, chiếm 60 - 75% nồng độ tổng số trong nước

Trong nước thiên nhiên, cadimi tồn tại chủ yếu hóa trị 2, gồm cả dạng các hợp chất vô cơ và hữu cơ Độ hòa tan của nó giảm khi tăng pH và độ kiềm [108]

* Chì trong nước:

Chì (Pb) trong nước có 3 dạng tồn tại là hoà tan, lơ lửng ở dạng keo và phức chất Trong môi trường nước, tính năng của hợp chất chì được xác định qua độ tan

Độ tan của chì phụ thuộc vào pH và các yếu tố như hàm lượng ion khác trong nước

và điều kiện ôxy hoá khử Trong nước mặt sử dụng cho nông nghiệp nếu pH = 7, Pb nằm dạng ở keo Nhờ tác dụng ngoại lực của chất hữu cơ mà các phức keo của chì ở

dạng Pb(CH3)32+, Pb(CH3)4 và Pb(CH3)22+ thường lắng đọng ở bùn cặn đáy kênh mương, ruộng Pb trong nước tự nhiên chủ yếu tồn tại dưới dạng hoá trị 2

Chì thường không hòa tan trong nước ở điều kiện bình thường Tuy nhiên chì

bị hòa tan trong nước dưới dạng PbCO3 hoặc Pb(CO3)22- Chì thường được bó chặt với sulphur trong sulphide (S2-), hoặc với phốt pho dạng PO43-, [113]

* Thủy ngân (Hg) trong nước

Thủy ngân trong nước thường tồn tại với hàm lượng rất nhỏ (phụ thuộc vào

loại đá mà nước ngầm hoặc nước mặt chảy qua), trong nước tinh khiết là 70 µg/l Hg

vô cơ tồn tại trong không khí có thể lắng đọng xuống nước và dễ dàng bị chuyển sang dạng metyl thủy ngân, từ đó tích lũy vào trong cơ thể động vật thủy sinh

Hàm lượng thủy ngân trong nước mưa dao động từ 5 – 100ng/L Hàm lượng thủy ngân tự nhiên trong nước ngầm và nước bề mặt thường < 0,5μg/L, [111]

1.2 Các nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất và nước

1.2.1 Nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất

Quá trình khoáng hoá và các hoạt động của con người là 2 nguồn chính cung cấp KLN vào trong môi trường đất Đá mẹ có vai trò quan trọng trong việc tích lũy các KLN trong đất, tùy thuộc vào các loại đá mẹ khác nhau mà các đất được hình thành có chứa hàm lượng tố KLN khác nhau Trong đất, hàm lượng Pb: 2 – 300 ppm (trung bình là 19 ppm); As: 0,1 – 40 ppm (trung bình là 6 ppm); Cd: 0,01 – 2 ppm (trung bình là 0,35 ppm) và Hg: 0,01 - 0,5 ppm (trung bình là 0,06 ppm) [11]

Theo Zueng (2007), nguồn ô nhiễm KLN do con người được chia thành 5

nhóm chính: (1) Quá trình khai thác và chế biến khoáng sản (As, Cd, Pb và Hg); (2) Hoạt động công nghiệp (As, Cd, Hg, Ni, Zn, Cr, Cu, Co); (3) Lắng đọng từ khí quyển (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, U); (4) Hoạt động nông nghiệp (As, Cd, Cu, Pb, Hg,

Se, U, Zn); và (5) Chất thải (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Zn) [107]

Các nguồn gây ô nhiễm liên quan đến các KLN có thể kể đến như sau:

Asen:

- Các hoạt động tự nhiên, bao gồm hoạt động núi lửa, các chất khoáng hòa tan

- đặc biệt vào nước ngầm; Hoạt động của con người như khai thác mỏ, luyện kim, đốt nhiên liệu hoá thạch, sản xuất và sử dụng thuốc trừ sâu, và xử lý gỗ bằng chất bảo quản; Sử dụng nước thải, nước giếng làm nước tưới [71]

Cadimi: Cadimi xâm chiếm đất nông nghiệp từ khí quyển và từ việc sử dụng

phân bón phosphate và bùn thải Ở các khu vực bị ô nhiễm nặng, việc bụi mang cadimi có thể gây ra một tỷ lệ đáng kể ô nhiễm cây trồng và sự phơi nhiễm của con người thông qua hít phải và ăn phải [71]

Chì: Chì trong môi trường có nhiều nguồn, bao gồm xăng, quá trình công

nghiệp, sơn, hàn trong ngành thực phẩm đóng hộp và đường ống dẫn nước Nó có thể ảnh hưởng đến sức khoẻ con người thông qua một số con đường, bao gồm không khí, bụi gia dụng, bụi đường phố, đất, nước và thực phẩm, [37, 39]

Hầu hết các lớp đất mặt ở những khu vực có người ở trên toàn cầu đều có hàm lượng chì cao hơn đất tự nhiên Xăng dầu có chứa chì là nguồn gây ô nhiễm chì chính Khí thải cũng là các nguồn ô nhiễm chì trong đất và không khí xung quanh, chì cũng có thể được hấp thu từ không khí và được tích tụ trong đất và bụi [110]

1.2.2 Nguồn gây ô nhiễm KLN trong nước

Nhiễm bẩn KLN trong nước có thể bằng những con đường chính sau: (1) KLN trong nước thải, bùn thải đổ trực tiếp vào nước; (2) KLN sau khi tồn tại trong đất sẽ dần dần hoà tan vào trong nước kể cả nước ngầm; và (3) Sự rửa trôi tích đọng

dần dần yếu tố độc từ nơi khác đưa đến [60] Cadimi phát tán vào môi trường nước

từ nhiều nguồn thải công nghiệp và lượng sử dụng phân bón đặc biệt là phân lân

Sự nhiễm bẩn Pb là do nguồn thải của công nghiệp in, ắc quy, đúc kim loại, giao thông [1] As xâm nhập vào nước chủ yếu từ nước thải công nghiệp, nông nghiệp, thuốc BVTV có chứa As như: metylasenic axit, dimetylasinic axit… [2, 24]

1.3 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất trên thế giới và ở Việt Nam

1.3.1 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất trên thế giới

dụng, một lượng nhất định các hóa chất trên bị rơi xuống đất Do đặc tính phân hủy trong đất rất chậm nên chúng tạo ra dư lượng đáng kể trong đất và bị lôi cuốn vào chu trình đất - nước - cây - động vật - người, gây nên hiện tượng phóng đại sinh học trong chuỗi thức ăn, [21, 80]

Hiện nay, 40% bùn thải ở Đức, 40% ở Anh được dùng bón cho đất nông nghiệp Trong bùn thải, KLN có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau: ion tự do, cacbonat, các dạng phức hữu cơ tan và không tan McGrath và Lane nghiên cứu hệ thống nông nghiệp ở Woburn trong vòng 40 năm cho thấy: sau 20 năm, trên đất tiếp nhận bùn thải hàng năm, chỉ có < 0,5% lượng KLN có trong bùn thải bón cho đất được cây trồng sử dụng Như vậy, một lượng lớn KLN sẽ tích tụ lại trong đất và có thể gây nên nguy cơ ô nhiễm nguy hiểm, [47, 72, 103]

Nguồn ô nhiễm KLN trong nông nghiệp còn do sử dụng nước thải, gồm: nước thải công nghiệp, nước thải sinh hoạt để tưới cho cây Hàm lượng KLN trong các loại nước thải này khá cao nên việc dùng các loại nước thải nói trên để tưới lâu ngày sẽ gây

ô nhiễm đất bởi các KLN [17, 42, 91]

Tại Trung Quốc cho thấy hiện nay nước này có gần 2.000 vạn ha đất canh tác

bị ô nhiễm KLN, chiếm gần 20% tổng diện tích đất canh tác, hàng năm thiệt hại tới 1.000 vạn tấn lương thực, trực tiếp gây tổn thất kinh tế hơn 10 tỷ Nhân dân tệ [57] Công trình nghiên cứu của Kabata và Henryk năm 1985 tại Anh cho thấy hàm lượng Cd có trong các hoá chất dùng cho sản xuất nông nghiệp như sau: bùn thải 2 - 1.500 ppm, phân lân 0,1 - 170 ppm, vôi 0,04 - 0,1 ppm, phân đạm 0,05 - 8,5 ppm và phân chuồng 0,3 - 0,8 ppm (dẫn theo Robinson B.H, 2000) [88]

Tại Anh đã chính thức xác nhận được 300 vùng đất nông nghiệp bị ô nhiễm với diện tích 1.000 ha, tuy nhiên trên thực tế có tới 50.000 - 100.000 vùng với diện tích khoảng 10.000 ha Ở Mỹ có khoảng 25.000 vùng, Hà Lan có 6.000 vùng bị ô nhiễm cần phải xử lý, [87]

Tại Thái Lan, 154 ruộng lúa ở 8 làng trong khu vực lòng chảo Huay Mae Tao (huyện Mae Sot, tỉnh Tak), IWMI (The International Water Management Institute): đất bị nhiễm Cd cao hơn 94 lần so với tiêu chuẩn an toàn Quốc gia [104] Nồng độ

Cd có trong gạo, tỏi và đậu nành cao hơn mức tiêu chuẩn cho phép của Châu Âu: 0,1

- 44 mg Cd/kg gạo, cao hơn tiêu chuẩn là 0,043 mg/kg gạo, trong tỏi và đậu nành,

độ Cd cao hơn khoảng 16 - 126 lần tiêu chuẩn cho phép, [50, 83]

 Ảnh hưởng của ô nhiễm KLN trong đất đến chất lượng nông sản

Ô nhiễm đất bởi KLN có thể dẫn đến mất cân bằng của các loài động, thực vật bậc thấp trong đất và ảnh hưởng độc hại đến các loài động, thực vật bậc cao Đặc biệt, trong môi trường đất bị ô nhiễm KLN với nồng độ cao, thực vật phát triển kém,

độ che phủ bề mặt thấp

Singh và cộng sự khi nghiên cứu sự hấp thụ Cd của cây đậu trên nền đất chịu ảnh hưởng của nước thải cho thấy hàm lượng Cd trong cây tỷ lệ với mức độ ô nhiễm

Cd trong bùn thải, nước thải Sự hút thu của cây trồng cũng có quan hệ tuyến tính với

sự bổ sung Cd vào đất Sự hút thu Cd vào cây tập trung chủ yếu ở phần rễ cây, ngoài

ra Cd còn bị hút thu qua lá, [92]

Nghiên cứu của Robert T M, (trích theo Rufes L Chaney et al, 2007) cho thấy:

sự tích lũy Pb cao nhất ở rau ăn lá (rau diếp), vùng đất bị ô nhiễm Pb nặng thì hàm lượng Pb trong rau diếp lên đến 0,15% tính theo chất khô Khi có mặt Pb trong dung dịch dinh dưỡng thì cây có củ có khả năng hút Pb mạnh nhất và sự hút thu này sẽ tăng lên cùng với nồng độ Pb trong đất và thời gian trồng [90]

Nước nhiễm bẩn As sử dụng tưới lâu dài cho rau cũng làm tích lũy As trong rau Theo nghiên cứu của Vijayaraghavan (2008), hàm lượng KLN (Pb, Cd) trong nước tưới có quan hệ chặt chẽ với hàm lượng của chúng trong rau cải canh [100]

Theo nghiên cứu của Watanabe M E., (1997), sự tích lũy Cd trong cây phụ thuộc vào hàm lượng lân bón và lượng Cd có trong phân lân [101]

Sự ô nhiễm Cadimi trong đất lúa khu vực lòng chảo Huay Mae Tao, huyện Mae Sot, tỉnh Tak - Thái Lan đã đưa đến rủi ro về sức khỏe cộng đồng ăn gạo chủ yếu từ những cánh đồng này, [83]

1.3.2 Tình hình ô nhiễm KLN trong đất và nước ở Việt Nam

Trần Kông Tấu và Trần Công Khánh (1998), khi nghiên cứu KLN dạng tổng

số và di động ở tầng mặt 0 - 20 cm trên một số loại đất đã chỉ ra 7 độc tố (Co, Cr,

Fe, Mn, Ni, Pb, Zn) chủ yếu trong đất phù sa sông Hồng, sông Cửu Long [30] Nghiên cứu của Hồ Thị Lam Trà và cộng sự, (2000), cho thấy trong đất phù sa sông

Cửu Long: hàm lượng tổng số các nguyên tố Ni, Pb, Zn lần lượt là 18,6; 29,1; 36,2 mg/kg đất [94]

Võ Đình Quang nghiên cứu hàm lượng một số KLN trong đất phù sa ở huyện Hóc Môn, năm 2001 cho kết quả như sau: 7,25 - 81,0 mg/kg Cu; 64,0 - 168,5 mg/kg Zn; 14,5 - 75,75 mg/kg Pb; 0,48 - 1,05 mg/kg Cd; 1,25 - 3,75 mg/kg As; 0,049 - 0,512 mg/kg Hg và 10,58 - 41,03 mg/kg Cr (dẫn theo Đặng Thu Hòa, 2002) [16] Sau khi phân tích 6 KLN (Cd, Cu, Pb, Hg, Zn và Cr) từ 126 mẫu đất trồng lúa, rau bị ô nhiễm bởi nước tưới từ các kênh thải của thành phố Hồ Chí Minh, Nguyễn Ngọc Quỳnh, Lê Huy Bá (2002), đã xác định được: Cr, Pb, Hg, Cu ở một số mẫu đã

bị ô nhiễm nhưng khi so sánh với tiêu chuẩn cho phép của một số nước Châu Âu thì vẫn trong giới hạn cho phép Riêng Cd đã có sự tích lũy cao trong đất với nồng độ từ 9,9 - 10,3 mg/kg, vượt mức độ cho phép 5 lần [86]

Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong nước và bùn ở các kênh rạch TP HCM của Viện Quy hoạch và Thiết kế Nông nghiệp và Đại học tổng hợp Mainz - Đức (2005), đã cho thấy nồng độ các KLN trong nước ô nhiễm từ 16 - 700 lần Nước ở kênh rạch Nhiêu Lộc - Thị Nghè có hàm lượng Cd cao gấp 16 lần, Cr gấp 60 lần, Zn gấp 90 lần, Pb gấp 700 lần mức cho phép [40]

Đánh giá hàm lượng As, Hg, Cd, Pb trong các loại phân hoá học, Lê Văn Khoa (2004) cho thấy: Phân ni tơ có chứa hàm lượng As lớn nhất 2 - 120 mg/kg, bùn cống thải có hàm lượng Pb, Cd và Hg lớn nhất (Pb: 2 - 1.000 mg/kg, Cd: 2 - 3.000 mg/kg và Hg: < 1 - 56 mg/kg)

Do hầu hết các mẫu phân bón đều có chứa KLN nên khi bón vào đất để cung cấp dinh dưỡng cho cây trồng, đồng thời cũng đưa vào môi trường các KLN, các chất này có thể tích lũy trong đất làm ô nhiễm đất, được cây trồng hấp thụ và tích lũy ở các mô thực vật rồi cuối cùng được chúng ta sử dụng trực tiếp làm thức

ăn hoặc gián tiếp qua vật nuôi [26]

Kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm KLN trong đất trồng lúa khu vực phía Nam TP HCM cho thấy hàm lượng Pb từ 14 - 85 ppm, vượt ngưỡng cho phép TCVN 7290 - 2002 là 1,76 lần [23]

Kết quả điều tra về hiện trạng sản xuất rau ở Cần Thơ cho thấy nông dân sử

dụng rất nhiều phân bón hóa học khác nhau và bón thúc rất nhiều lần trong vụ với thời gian cách ly rất ngắn Phân hóa học được sử dụng cao thường gấp 1,5 - 2 lần so với yêu cầu của từng loại rau [26]

Nghiên cứu sự ảnh hưởng của tưới nước thải từ thành phố Nam Định đến tích lũy KLN trong đất và trong lúa, Nguyễn Công Vinh và cộng sự ghi nhận được kết quả là cả trong đất và hạt lúa ở vùng tưới nước thải chứa Zn, Cd cao hơn ở vùng đối chứng, và một số mẫu vượt ngưỡng tiêu chuẩn Việt Nam [43, 98]

Nguyễn Bích Thu (2008) khi nghiên cứu thực trạng ô nhiễm KLN trong đất ở vùng chuyên canh rau hoa tỉnh Lâm Đồng đã phát hiện đất chuyên canh rau hoa có tồn dư chất dinh dưỡng đa lượng quá cao trong đất, ô nhiễm Cd và As trong đất do phân lân và nhiều biến đổi tính chất hóa, lý và sinh học khác của đất chuyên canh rau hoa so với đất đối chứng [32]

Nguyễn Bích Thu, Phạm Quang Khánh (2008) đã xác định thực trạng ô nhiễm 8 KLN (Cu, Zn, Cr, Pb, Cd, Hg, As và Co) trong môi trường đất nông nghiệp xung quanh 10 khu công nghiệp ở Đồng Nai và 8 khu công nghiệp ở tỉnh Bình Dương [33]

Theo nghiên cứu của Viện Quy hoạch & Thiết kế nông nghiệp, (2006) Hà Nội có 108/478 vùng rau với diện tích 932 ha chiếm 35,3% diện tích canh tác không

đủ các điều kiện về đất, nước để sản xuất rau an toàn, 77 vùng có chỉ tiêu KLN trong nước tưới vượt quy định cho phép, bao gồm 16 vùng tưới nước ngầm và 61 vùng tưới nước mặt, 36 vùng có chỉ tiêu về hàm lượng KLN trong đất vượt quy định cho phép (chủ yếu là Cd, Cu và Zn) [41]

Khảo sát sự ô nhiễm KLN trong đất trồng lúa gần với các khu công nghiệp phân bón, hóa chất ở Phú Thọ và Bắc Ninh, Nguyễn Công Vinh cho thấy đất lúa ở những vùng này chứa hàm lượng cao các KLN (Cu, Zn, As, Cd và Pb) Các KLN này đã phát hiện ở nhiều điểm cao hơn đất nền và thậm chí còn cao hơn cả giới hạn cho phép TCVN 2008 Hàm lượng trung bình của một số nguyên tố đạt 82,2 (Cu); 224,8 (Zn); 19,6 (As); 0,624 (Cd) và 72,2 mg/kg (Pb) Các nguyên tố này cũng đã được tích lũy trong nông sản với hàm lượng đáng lo ngại, có nguy cơ đối với sức khỏe cộng đồng Phân tích hệ số rủi ro đối với sức khỏe cộng động khi ăn các nông

sản (lúa, rau cải, rau muống) được sản xuất các ở vùng này cho thấy hệ số rủi ro HQ luôn cao hơn 1 (rủi ro) trong khi đó ở các vùng đối chứng có hệ số HQ nhỏ hơn 1 (an toàn) [99]

Một số kết quả cho thấy những vùng đang sử dụng rác thải đô thị, bùn thải, nước thải bón ruộng hay những vùng cạnh các nhà máy đều có ảnh hưởng tới chất lượng cây trồng Năm 1999, khi nghiên cứu tồn dư KLN trong nông sản ở khu vực TP.HCM, Bùi Cách Tuyến cho biết: Hệ số tương quan giữa KLN trong nước và rau muống là: 0,95 với Zn; 0,73 với Pb và 0,94 với Cd Hệ số tương quan giữa KLN

trong đất và rau cải bông là: 0,98 với Zn; 0,12 với Pb và 0,99 với Cd [16]

Vũ Đình Tuấn, Phạm Quang Hà (2004) đã tiến hành thí nghiệm bổ sung một

số nguyên tố Cu, Zn, Cd cho đất bạc màu Mê Linh, Vĩnh Phúc và rút ra nhận xét: hàm lượng Cu, Zn tồn dư trong đất cao có ảnh hưởng tiêu cực đến quá trình sinh

trưởng của bắp cải [38]

Việc sử dụng nước thải đô thị để tưới cho rau sẽ gây tích lũy KLN trong các sản phẩm rau và hàm lượng các chất độc hại trong sản phẩm rau nước cao hơn so với rau cạn [26, 27]

Việc sử dụng nước thải đô thị để tưới cho rau sẽ gây tích luỹ KLN trong các sản phẩm rau và hàm lượng các chất độc hại trong sản phẩm rau nước cao hơn so với rau cạn, có nguy cơ rủi ro cho sức khỏe cộng đồng, [28, 95]

Trong đất, nước và một số rau của huyện Đông Anh, Hà Nội chưa có biểu hiện bị nhiễm độc As; Sự nhiễm độc Hg chủ yếu ở trong nước nông nghiệp, trong đất và rau trồng ít có trường hợp ô nhiễm nguyên tố này Nhiều mẫu đất, nước bị ô nhiễm nguyên tố Pb và có sự liên quan tương đối chặt chẽ giữa sự ô nhiễm Pb trong đất, nước với rau trồng: hầu hết các mẫu rau bị ô nhiễm Pb đều liên quan đến nguồn đất trồng hoặc nước tưới bị ô nhiễm nguyên tố này Hàm lượng Cd trong đất đều ở mức an toàn, ngược lại đã có nhiều mẫu nước đã bị ô nhiễm Cd [22, 36]

Phân tích hàm một số KLN trong đất và nước vùng trồng hoa, rau, cây ăn quả

ở xã Phú Diễn và Tây Tựu, kết quả như sau: trong môi trường đất và nước vùng canh tác tại một số vị trí quan trắc, hàm lượng KLN như As và Cu vượt ngưỡng cho phép nhiều lần, các KLN khác được quan trắc vẫn nằm trong giới hạn quy chuẩn cho

phép Hàm lượng các KLN nói trên trong các mẫu nước quan trắc nằm trong giá trị cho phép của quy chuẩn Việt Nam cho nước tưới tiêu thủy lợi Tuy nhiên, so với tiêu chuẩn cho phép của FAO, hàm lượng KLN As đã vượt mức [19]

Nguyễn Ngân Hà và cộng sự (2016), khảo sát KLN trong đất trồng rau ở Yên Nghĩa cho thấy KLN ở mức từ trung bình đến cao, chỉ có đất trồng rau ngải cứu là

có hàm lượng nitrat ở mức cực thấp Đất trồng rau ở phường Yên Nghĩa không bị ô nhiễm Cu, Pb, Cd, As ở dạng linh động và hầu hết các mẫu đất này đều có hàm lượng Cu, Pb, Cd dạng tổng số nằm ở mức thấp hơn giới hạn cho phép, trừ mẫu đất trồng rau cải cúc có hàm lượng Cd tổng số vừa chạm ngưỡng ô nhiễm Tất cả các mẫu đất nghiên cứu đều bị ô nhiễm As dạng tổng số với hàm lượng vượt ngưỡng cho phép từ 1,14 – 2,86 lần [12]

Chất lượng nước tưới của sông Nhuệ có sự biến đổi mạnh mẽ theo chiều dài dòng sông Một số mẫu nước đã có hàm lượng Cu, Pb, Zn vượt quá tiêu chuẩn cho phép đối với chất lượng nước mặt cột A2 (WS2: 1,213 mg Zn/L vượt 1,213 lần; WS5: 0,328 mg Cu/L vượt 1,64 lần; 0,045 mg Pb/L vượt 2,25 lần) Hàm lượng Cu

và Zn đo được tại một số điểm lấy mẫu đất đã vượt quá tiêu chuẩn cho phép đối với hàm lượng KLN trong đất - QCVN 03:2015 (WS2: 58,1 - 62,4 mg Cu/kg vượt 1,16 - 1,25 lần, 244,6 - 259,3 mg Zn/kg; WS4: 56,1 - 62,5 mg Cu/kg vượt 1,12 - 1,25 lần; WS5: 79,4 - 99,2 mg Cu/kg vượt 1,59 - 1,98 lần, 218,4 - 220,3 mg Zn/kg vượt 1,09 - 1,10 lần; WS6: 59,8 - 61,8 mg Cu/kg vượt quá 1,2 - 1,24 lần) Việc sử dụng nước sông Nhuệ để làm nước tưới cho nông nghiệp cũng đã tích lũy một lượng lớn hàm lượng KLN trong đất, [18]

Đoạn Chí Cường đã nghiên cứu để đánh giá rủi ro đối với sức khỏe con người khi sử dụng rau muống được trồng tại thôn Trung Sơn Kết quả cho thấy hàm lượng

Cd (0.0202 mg/kg), Cr (1.1046 mg/kg) và Pb (3.38 mg/kg) trong đất đều thấp hơn so với QCVN 03:2008/BTNMT và QCVN 43:2012/BTNMT Hàm lượng KLN tích lũy trong rau muống cao hơn trong đất: Cd (0.0396 mg/kg), Cr (1.484 mg/kg) và Pb (1.656 mg/kg) do đó hầu hết TCs >1 Giá trị HRI <1 cho tất cả các KLN tại tất cả các điểm thu mẫu nên không có rủi ro về sức khỏe khi sử dụng rau muống được

trồng tại thôn Trung Sơn Tuy nhiên vẫn cần hạn chế sử dụng rau muống tại khu vực này để tránh các rủi ro về sức khỏe [10]

Kết quả nghiên cứu đất trồng rau tại 3 xã ngoài đê sông Hồng thuộc huyện Thanh Trì cho thấy hàm lượng KLN (Cu, Pb, Zn) trong đất đều thấp hơn ngưỡng cho phép; hàm lượng KLN trong rau phần sử dụng làm thức ăn thấp hơn quy định Hàm lượng cao nhất là 4,85 mg/kg đối với đồng, 18,48 mg/kg đối với chì và 65,11 mg/kg đối với kẽm Hàm lượng đồng cao nhất đạt 3,21 mg/kg chất khô (tiêu chuẩn

là 30 mg/kg chất khô), chì là 0,28 mg/kg chất khô kẽm là 32,45 mg/kg chất khô Chỉ

số tích lũy sinh học (BAF) và phân bố (TF) cho thấy tương quan giữa hàm lượng KLN ngoài môi trường đất với KLN trong rau khá chặt chẽ Hàm lượng KLN có sự tích lũy ở các bộ phận dùng làm thực phẩm (thân, lá, quả) thấp hơn rễ [12]

Từ các kết quả nghiên cứu ở trong và ngoài nước nhận thấy rằng: KLN có

trong các sản phẩm rau quả tươi và rau quả chế biến do các nguyên nhân chủ yếu sau:

+ Quá trình canh tác, KLN xâm nhập vào rau quả có nguồn gốc từ nguồn phân bón và nước tưới;

+ Rau trồng trên những vùng đất, nước bị ô nhiễm KLN

1.3.3 Ảnh hưởng ô nhiễm KLN đến môi trường và sức khỏe cộng đồng

Ô nhiễm KLN được xem xét về khía cạnh hóa môi trường do bản chất tính độc của chúng Các KLN thường có hàm lượng thấp trong nước, nhưng nhiều nguyên tố có thể gây độc ngay cả khi chúng có hàm lượng rất thấp Các nguyên tố như As, Cd, Ni, Hg Cr, Co, Zn, Pb có tính độc cao, [116]

Cây trồng hấp thụ và tích lũy KLN trong các bộ phận là chuỗi thức ăn, từ đó

có thể ảnh hưởng đến sức khỏe vật nuôi, con người Sử dụng các thực phẩm chứa nhiều KLN là một con đường làm con người phơi nhiễm [99, 109]

Cadimi gây độc tác hại đến gan, thận, phổi, não và xương Phụ thuộc vào mức độ phơi nhiễm mà biểu hiện triệu chứng như nôn mửa Khi phơi nhiễm nặng có thể dẫn đến tử vong [73]

Asen (Thạch tín) là một á kim rất độc, được mệnh danh là “Vua của các chất

độc” Asen là một chất độc, độc gấp 4 lần thủy ngân; Cơ quan nghiên cứu ung thư quốc tế (IARC) và liên minh Châu Âu công nhận đây là chất gây ung thư nhóm I;

Độc tính của Asen phụ thuộc rất nhiều vào dạng hóa học của nó Nhìn chung, Asen

ở dạng hợp chất hữu cơ Lượng ăn vào hàng tuần có thể chấp nhận được tạm thời 0,015 mg/kg thể trọng (tính theo Arsen vô cơ) (theo QCVN 8-2: 2011/BYT); Liều gây ngộ độc cấp: 60 mg As2O3 Liều chết người: 70 – 80 mg As2O3, [115]

Thủy ngân (Hg) là một kim loại rất độc, có thể gây tổn thương não và gan nếu con người tiếp xúc hít thở hay ăn phải Nó có thể tấn công hệ thần kinh trung ương và hệ nội tiết, ảnh hưởng tới răng, miệng và có thể gây khuyết tật với thai nhi… Thủy ngân vô cơ tác động chủ yếu đến thận, trong khi đó methyl thủy ngân (CH3)Hg+ ảnh hưởng chính đến hệ thần kinh trung ương sau khi nhiễm độc, người bệnh dễ bị kích thích, cáu gắt, xúc động, rối loạn tiêu hóa, rối loạn thần kinh, viêm lợi, run chân Nếu bị nhiễm độc nặng có thể tử vong, (Jarup L, 2003), [71]

Chì (Pb): là nguyên tố có độc tính cao đối với sức khoẻ con người Chì gây độc cho hệ thần kinh trung ương, hệ thần kinh ngoại biên, tác động lên hệ enzim có Người bị nhiễm độc chì sẽ bị rối loạn bộ phận tạo huyết Tuỳ theo mức độ nhiễm độc có thể bị đau bụng, đau khớp, viêm thận, cao huyết áp, tai biến não, nhiễm độc nặng có thể gây tử vong Sau khi xâm nhập vào cơ thể, chì ít bị đào thải mà tích tụ theo thời gian rồi mới gây độc Chì tích tụ ở xương, kìm hãm quá trình chuyển hoá canxi bằng cách kìm hãm sự chuyển hoá vitamin D [115]

1.4 Các phương pháp xử lý đất ô nhiễm KLN

1.4.1 Các phương pháp truyền thống

1.4.1.1 Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul):

Đào và chuyển chỗ là phương pháp xử lý chuyển chỗ (ex-situ) đất nhằm di chuyển các chất độc hại đến một nơi khác an toàn hơn Với phương pháp này, các chất ô nhiễm không được loại bỏ khỏi đất mà đơn giản chỉ là đào lên và chuyển đất

ô nhiễm đi chỗ khác với hy vọng là không bị ô nhiễm ở những nơi cần thiết [51]

1.4.1.2 Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification)

Cố định hoặc cô đặc chất ô nhiễm có thể là phương pháp xử lý tại chỗ hoặc chuyển chỗ Phương pháp này liên quan đến hỗn hợp các chất đặc trưng được thêm vào đất, hoặc là các thuốc thử, các chất phản ứng với đất ô nhiễm để làm giảm tính linh động và hoà tan của các chất ô nhiễm [61]

1.4.1.3 Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification)

Phương pháp thuỷ tinh hoá là quá trình xử lý bởi nhiệt, có thể được sử dụng

để xử lý đất tại chỗ hay chuyển chỗ Hiện nay phương pháp này được sử dụng khá rộng rãi nhưng chỉ được áp dụng trên diện tích nhỏ, chi phí giá thành cao, yêu cầu

kỹ thuật hiện đại nên người ta cần tìm kiếm những phương pháp khác có hiệu quả kinh tế cao hơn, thân thiện hơn với môi trường [81]

1.4.1.4 Phương pháp rửa đất (Soil washing)

Quá trình này dựa vào cơ chế hút và tách vật lý để loại bỏ chất ô nhiễm ra khỏi đất, (Richard A và cộng sự, 1981),[87] Quá trình vật lý loại bỏ những hạt kim loại có kích thước lớn và vận chuyển các chất ô nhiễm vào pha lỏng Dung dịch làm sạch đất có thể trung tính hoặc chứa các yếu tố hoạt tính bề mặt Các chất thường dùng trong các dung dịch làm sạch đất là HCl, EDTA, HNO3 và CaCl2 Quá trình này sẽ làm giảm hàm lượng kim loại trong đất và tạo ra một dịch lỏng với hàm lượng kim loại cao và tiếp tục xử lý, (Jennifer Goetz và cộng sự, 2002), [72]

1.4.2 Các phương pháp sinh học

*Phương pháp ủ thành đống

Phương pháp này thường sử dụng để xử lý đất ô nhiễm chất hữu cơ Nguyên tắc cơ bản của phương pháp là phân hủy chất ô nhiễm bằng cách ủ đống nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho việc phân giải hảo khí tự nhiên Nếu muốn gia tăng quá trình hoạt động của VSV cần kiểm soát 3 yếu tố là không khí, nước và chất dinh dưỡng (thức ăn cho VSV) Có các kiểu ủ đống như sau:

- Ủ thành phân (composting)

Đất đào lên được rải thành luống hay đánh đống đều đặn với chu vi mỗi đống

ủ vài mét, cao khoảng 1 m Đất được để ở dạng tự nhiên không nén chặt nhằm đảm bảo tính thông khí để thúc đẩy quá trình phân hủy thường trộn thêm vào đất một chất hữu cơ thô nhằm giúp môi trường thông thoáng, đồng thời cung cấp thêm chất dinh dưỡng cần thiết cho VSV

- Làm đất như có canh tác (land farming)

Các vật liệu ô nhiễm được xử lý như làm đất nông nghiệp nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho việc phân hủy chất ô nhiễm Trước hết, đất ô nhiễm được rải đều trên

một mặt phẳng lớn thành lớp dày khoảng vài chục cm, để tránh nguy cơ ô nhiễm cho khu vực xử lý công việc này thường được tiến hành trên bề mặt không thấm ở vùng ngoại ô, trong khu công nghiệp hay ở những bãi có bề mặt đã được trải nhựa

- Phương pháp gò sinh học (biopile)

Đây là phương pháp được dùng để xử lý đất ô nhiễm các chất bay hơi hoặc

do quy định của luật pháp khu vực hay quốc gia cấm xử lý ô nhiễm ngoài trời

Quá trình xử lý cần bố trí thiết bị giám sát chặt chẽ các thông số hoạt động của đống ủ như nhiệt độ, độ ẩm, pH cũng như hàm lượng khí ô nhiễm ở môi trường xung quanh Mẫu đất cũng được lấy thường xuyên để kiểm tra hàm lượng chất đinh dưỡng và nồng độ chất ô nhiễm [74]

* Xử lý tại chỗ trên quy mô hẹp "in situ"

Xử lý sinh học trong quy mô hẹp thường được ứng dụng cho việc xử lý chất ô nhiễm dưới các vật kiến trúc, ô nhiễm ở các tầng sâu hàng chục mét, ô nhiễm cácbua hydro đã mở rộng theo chiều ngang Chất ô nhiễm đã ngấm theo trọng lực xuống sâu Để khống chế được hoàn toàn quá trình sinh học xảy ra ở các lớp đất sâu cần nắm vững hoạt động của khu hệ VSV và hệ thống thủy văn của khu vực, [61]

* Quạt sinh học (bioventing) và tạo bọt sinh học (bioparging)

Đây là phương pháp xử lý trên quy mô hẹp kết hợp giữa phá hủy ô nhiễm bằng sinh học và quạt Kỹ thuật quạt sinh học là thực hiện hiếu khí cưỡng bức trong đất không bão hòa phía trên mực nước ngầm Trong kỹ thuật tạo bọt sinh học người

ta bơm trực tiếp không khí vào lớp nước ngầm, [61]

* Rào chắn sinh học và bình phong sinh học

Kỹ thuật này được sử dụng để xử lý nước ngầm trên quy mô hẹp "in situ" Người ta tạo ra ở phía hạ lưu trên đường đi của nước ngầm một vùng nhiều VSV phù hợp với chất ô nhiễm cần xử lý Theo dòng nước ngầm, chất ô nhiễm bị phá hủy khi vượt qua sinh khối VSV Thông thường sử dụng giống VSV bản địa Vùng hoạt động mạnh của VSV sẽ tạo thành một rào chắn sinh học [39]

1.4.3 Xử lý ô nhiễm bằng thực vật (phytoremediation)

Làm sạch đất ô nhiễm là một quá trình đòi hỏi công nghệ phức tạp và vốn đầu

tư cao Hầu hết các phương pháp vật lý, hoá học đều rất tốn kém về kinh phí, giới

hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích xử lý Gần đây, nhờ những hiểu biết về cơ chế hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu và loại bỏ KLN của một số loài thực vật, người

ta đã bắt đầu chú ý đến khả năng sử dụng thực vật để xử lý môi trường như một công nghệ môi trường đặc biệt Khả năng làm sạch môi trường của thực vật đã được biết từ thế kỷ XVIII bằng các thí nghiệm của Joseph Priestley, Antoine Lavoissier, Karl Scheele và Jan Ingenhousz Tuy nhiên, mãi đến những năm 1990, phương pháp này mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới dùng đề xử lý môi trường đất, (dẫn theo Anwar Hussain và cộng sự, 2011) [48]

Ngày nay, xử lý ô nhiễm KLN trong đất bằng công nghệ sinh học ở Việt Nam đang được nhiều nhà khoa học nghiên cứu, [11, 14, 20, 25, 27, 31, 39] Tuy nhiên,

sự áp dụng chưa được rộng rãi trong thực tế, nhất là ở vùng chuyên rau ở miền Đông Nam Bộ

Nguyên tắc cơ bản là trồng thực vật bậc cao trực tiếp vào đất trên thực địa hay trên đống chất thải được đào lên Cũng có thể trồng vào vị trí đặc biệt rồi cho nước bẩn chảy qua Phương pháp này thường dùng để xử lý ô nhiễm KLN hay cácbua hydro với các kiểu xử lý ô nhiễm bằng thực vật như sau:

- Lọc bằng rễ thực vật (rhizofiltration): Dùng rễ cây để tập trung KLN Có nhiều cơ chế khác nhau song chủ yếu là hấp thụ và kết tủa các muối, các kim loại hay thậm chí là chất hữu cơ hòa tan Việc lấy kim loại được thực hiện bằng cách thường xuyên nhổ cây trồng hấp thụ và tích lũy KLN đem ra khỏi khu vực cần xử lý

và đốt, sau đó trồng mới;

- Tích lũy chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoaccumulation): là quá trình rút

và tích lũy chất ô nhiễm trong mô rễ hay các cơ quan trên mặt đất của cây trồng Người ta dùng cây để "bơm" KLN rồi chuyển chúng ra khỏi đất (các thực vật phải tích lũy lượng lớn KLN và không bị ngộ độc) Các cây trồng phải được tuyển chọn

và tạo điều kiện tối thích cho chúng phát triển Cuối cùng người ta thu hoạch cây để đốt, tập trung tro đem bê tông hóa;

- Cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilisation): Dùng cây trồng để ngăn chặn KLN chuyển xuống các lớp đất dưới (hay nước ngầm) bằng cách giam nó trong rễ khiến nó trở nên không linh động, [56]

- Chuyển hóa qua thực vật (phytotransformation): Dùng thực vật phân hủy các chất hữu cơ thành chất đơn giản hơn rồi hút vào cơ thể Phương pháp này thường kết hợp với việc làm phân ủ và chỉ vận dụng với chất hữu cơ dễ phân giải

Hệ rễ cây vân sam (Picea abies) phơi nhiễm KLN trong đất thời gian dài, các rễ nhỏ

tích lũy KLN thích hợp để sử dụng phương pháp chuyến hóa bằng thực vật Các KLN ở đất ô nhiễm có thể được tích lũy ở hệ thống rễ của cây này tới 10 - 20 lần nhiều hơn so với đối chứng;

- Kích thích bằng thực vật (phytostimulation): Các chất tiết ra từ rễ cây hay các chất men do rễ cây tiết ra ở các vùng quanh rễ kích thích VSV hoạt động chuyển hóa chất hữu cơ ô nhiễm Có nhiều thực vật tích lũy lượng lớn KLN, [58]

Kỹ thuật xử lý ô nhiễm bằng thực vật thích hợp với những vùng ô nhiễm với hàm lượng thấp nhưng phạm vi rộng, thể tích xử lý lớn Trên thực tế, đối với những vùng ô nhiễm nặng, kỹ thuật này được xem là khâu cuối cùng sau khi các biện pháp

xử lý cấp bách đã hoàn thành

Triển vọng của công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất:

Mặc dù công nghệ thực vật xử lý KLN có một số hạn chế nhận định nhưng trong trường hợp như diện tích đất bị ô nhiễm rộng, công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm vẫn là giải pháp thích hợp nhất Cải tiến công nghệ này có thể đạt được bằng cách tăng cường các nhân tố thích hợp Ví dụ, các loài thực vật mới có thể được chọn với các khả năng di truyền tốt hơn đối với quá trình tích lũy KLN, hoặc quá trình canh tác, làm đất và chăm sóc thực vật có thể thực hiện để nâng cao tính hấp thụ KLN

Nền tảng của công nghệ thực vật được xây dựng trên cơ sở quần xã VSV và môi trường đất bị ô nhiễm Sự tác động qua lại giữa các phức hợp hóa học, sinh học

và vật lý diễn ra trong đất giúp đất ô nhiễm được cải tạo Sự tương tác diễn ra trong đất ở gần vùng rễ có vai trò quan trọng Rễ thực vật tiết ra các hợp chất hữu cơ khác nhau giúp cho VSV phát triển và thuận tiện cho việc hút kim loại Sự tương tác qua lại giữa rễ, VSV, kim loại và đất đã làm cho công nghệ thực vật trở thành loại công nghệ đặc thù riêng cho từng vị trí khác nhau Các nguyên lý về nông học đối với mỗi vùng khác nhau cũng phải được xem xét để đạt được hiệu quả của công nghệ này [20]

Công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm đã được kết hợp với phương pháp xử lý điện động học, bằng cách sử dụng điện áp không đổi 30V cho chạy qua đất, việc kết hợp này được cho là có nhiều triển vọng lớn trong việc xử lý đất ô nhiễm KLN, [24]

Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm cho thấy những kết quả đấy hứa hẹn, [21] Tuy nhiên, hiện nay công nghệ này vẫn đang ở giai đoạn phát triển và cần nhiều nghiên cứu cụ thể hơn [48]

Để thương mại hoá công nghệ xử lý môi trường bằng thực vật, cần phải tìm kiếm các loài thực vật có khả năng tăng sinh khối nhanh và tích lũy hàm lượng kim loại cao trong các cơ quan và dễ dàng thu hoạch Có hai hướng tiếp cận chủ yếu trong việc sử dụng thực vật để xử lý môi trường:

- Nhập nội và nhân giống các loài có khả năng siêu hấp thụ kim loại;

- Ứng dụng kỹ thuật di truyền để phát triển các loài thực vật cho sinh khối nhanh và cải tiến khả năng hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu tốt đối với các điều kiện môi trường

Hướng tiếp cận thứ nhất, phát triển chủ yếu ở Mỹ bởi nhóm nghiên cứu đứng đầu là Chaney, bao gồm các bước cơ bản như: chọn các loài thực vật, thu thập hạt hoang dại và thử nghiệm khả năng xử lý môi trường, nhân giống, cải tiến điều kiện trồng và tiến hành áp dụng đại trà Hiệu quả của hệ thống này đã được công bố trong việc xử lý Co và Ni Tuy nhiên, tác giả cho rằng các loài thực vật tự nhiên là không đủ tạo ra các sản phẩm mang tích chất thương mại Điều này, cũng nói lên rằng, công nghệ sinh học sẽ là triển vọng rất lớn trong việc dung hợp 2 đặc tính cơ bản là khả năng siêu hấp thụ và tăng sinh khối của thực vật, VSV, [49]

Chương trình nghiên cứu của cộng đồng châu Âu bao gồm 2 dự án đối với thực vật chuyển gen phục vụ cho hướng này đã được tiến hành Dự án thứ nhất là

chuyển gen có khả năng siêu hấp thụ kim loại ở cây Thlaspi caerulescens vào cây

Thuốc lá và cây Mù tạc là những loài cho sinh khối nhanh Trong khi đó dự án thứ hai tập trung cải tiến khả năng chống chịu và hấp thụ kim loại Đến nay, kết quả nghiên cứu thành công nhất là sử dụng gien merA9 của vi khuẩn chuyển vào cây

Arabidopsi để xử lý Hg (II), [20]

Tuy nhiên, có một số rào cản nhất định của hướng tiếp cận thực vật chuyển gen ở một số nước về mặt pháp lý, xã hội và sinh thái Triển vọng của thực vật chuyển gen trong việc làm sạch các vùng ô nhiễm có lẽ sẽ làm thay đổi một số quan điểm xã hội [20]

1.4.4 Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý KLN trong đất

Theo Chaney và cộng sự (1997) [55], để đạt hiệu quả cao trong xử lý ô nhiễm KLN trong đất, các loài thực vật được chọn phải có những tính năng sau:

- Có khả năng chống chịu đối với hàm lượng KLN cao;

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

- Có khả năng tích lũy KLN cao kể cả hàm lượng các ion này thấp trong đất;

- Có khả năng vận chuyển KLN 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

Bảng 1.1 Một số loài thực vật có khả năng tích lũy KLN cao

tố

µg/g chất khô

Tác giả và năm công bố

1 Arabidopsis halleri Zn 13.600 Ernst, 1968

2 Thlaspi caerulescens Zn 10.300 Ernst, 1982

3 Thlaspi caerulescens Cd 12.000 Madico và cộng sự, 1992

4 Thlaspi rotundifolium Pb 8.200 Reeves & Brooks, 1983

5 Minuartia verna Pb 11.000b Ernst, 1974

6 Thlaspi geosingiense Ni 12.000 Reeves & Brooks, 1983

7 Alyssum bertholonii Ni 13.400 Brooks & Radford,1978

8 Alyssum pintodasilvae Ni 9.000 Brooks & Radford,1978

9 Berkheya codii Ni 11.600 Brooks,1978

10 Psychotria douarrei Ni 47.500 Baker và cộng sự, 1985

11 Miconia lutescens Al 6.800 Bech và cộng sự, 1997

12 Melastomamala-bathricum Al 10.000 Watanabe và cộng sự, 1998

Nguồn: Barceló J và Poschemrieder C., 2003 [51]

1.4.5 Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực vật

Khả năng linh động và tiếp xúc sinh học của KLN chịu ảnh hưởng lớn bởi các đặc tính lý hóa của môi trường đất như: pH, hàm lượng khoáng sét, chất hữu cơ, CEC và hàm lượng KLN trong đất Thông thường trong điều kiện pH thấp, thành phần cơ giới nhẹ, độ mùn thấp, thực vật hút KLN mạnh, [95]

Tương tác qua lại giữa các KLN với tính chất đất là vấn đề cốt lõi của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm Sự hấp phụ vào các hạt đất sẽ làm giảm hoạt tính của kim loại Khả năng trao đổi cation (CEC) trong đất cao, sự hấp thụ và cố định kim loại càng lớn Trong đất chua, H+ tham gia đẩy các KLN khỏi liên kết với các hạt keo sét của đất, đưa chúng vào dung dịch đất Vì vậy, pH đất không chỉ ảnh hưởng đến khả năng tiếp xúc sinh học của kim loại mà còn ảnh hưởng gián tiếp đến quá trình hút kim loại vào trong rễ Để phát triển hiệu quả công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm, các đặc tính của thực vật và đặc tính của môi trường đất cần được khảo sát, đánh giá kĩ lưỡng Quá trình canh tác và khả năng di truyền của thực vật cần được tối ưu hóa để phát triển công nghệ này

Một số kết quả nghiên cứu cho thấy, thực vật có sinh khối cao trồng trong môi trường đất ô nhiễm và pH thấp, khả năng hấp thụ Zn tăng và tính độc của Zn đã làm giảm 50% sản lượng Ví dụ như ngô và cải trong điều kiện thuận lợi, các loài thực vật có thể đạt 20 tấn sinh khối khô/ha Trong trường hợp đất ô nhiễm đồng thời

cả Zn và Cd ở mức cao, cây trồng bị giảm sản lượng đáng kể khi hàm lượng Zn trong thân đạt 500 mg/kg lúc thu hoạch Khi sản lượng giảm 50% (10 tấn/ha), sinh

khối khô chứa 500 mg/kg, thực vật chỉ loại bỏ 5 kg Zn/ha/năm Cây T.caerulescens

có thể loại bỏ cả Zn và Cd, có sản lượng thấp hơn các loài trên nhưng có thể chống chịu cao đến 25.000 mg Zn/kg mà không bị giảm sản lượng Như vậy, có thể kết luận rằng khả năng siêu tích tụ và chống chịu cao quan trọng hơn khả năng cho sinh khối cao Một số tác giả khác cho rằng sản lượng quan trọng hơn 2 lần so với đặc điểm siêu tích tụ, nhưng các nghiên cứu trong phòng thí nghiệm và ngoài thực địa đều cho thấy các loài đó có thể đạt được 5 tấn/ha trước khi sinh sản để tăng cả sản lượng sinh khối và hàm lượng kim loại trong thân Hơn nữa việc tái chế kim loại trong thân với mục đích thương mại đối với các loài siêu tích tụ tốt hơn là phải trả tiền để xử lý sinh khối, [54, 90]

Trong một số trường hợp, để xử lý một nguyên tố trong đất bằng thực vật đòi hỏi phải bổ sung vào đất các yếu tố khác, bởi vì hóa tính đất hoặc thực vật làm giảm khả năng hấp thụ và chuyển hóa lên thân Khi thêm yếu tố tạo phức như HEDTA, EDTA vào đất khả năng hòa tan và linh động của KLN tăng, tiếp xúc với thực vật dễ dàng hơn, [93]

1.4.6 Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm

Sinh khối thực vật chứa KLN là nguồn gây ô nhiễm cần được quản lý Vấn đề quan trọng khi dùng thực vật để xử lý ô nhiễm môi trường, đặc biệt là ô nhiễm môi trường đất do KLN gây ra là biện pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi hấp thụ KLN Hiện nay, trên thế giới đã có nhiều biện pháp đưa ra hướng giải quyết đúng đắn và hợp lý sau:

- Làm nhiên liệu sinh học (biogas);

- Nguyên liệu cho thủ công, mỹ nghệ;

- Nguyên liệu sợi;

- Chiết lấy kim loại quý;

- Sử dụng năng lượng để phát điện;

- Đốt cháy (tro hóa) để chôn lấp

Trong các phương pháp xử lý trên thì tro hóa thường được dùng để loại bỏ các cây trồng ô nhiễm Đây là phương pháp đơn giản, an toàn Sinh khối sau khi đốt có thể tích và khối lượng nhỏ dễ dàng đem đi chôn lấp, rất có ý nghĩa trong việc tạo nguồn năng lượng nhiệt, điện và làm cho phương pháp xử lý bằng thực vật có hiệu quả và kinh

tế Tuy nhiên, phải lưu ý đến khả năng bay hơi của KLN ở nhiệt độ tro hóa

Có ít nhất 400 loài phân bố trong 45 họ thực vật được biết là có khả năng hấp thụ kim loại, (Andráš và cộng sự, 2016) Các loài này là các loài thực vật thân thảo hoặc thân gỗ, có khả năng tích luỹ và không có biểu hiện về mặt hình thái khi nồng

độ kim loại trong thân cao hơn hàng trăm lần so với các loài bình thường khác Các loài thực vật này thích nghi một cách đặc biệt với các điều kiện môi trường và khả năng tích luỹ hàm lượng kim loại cao có thể góp phần ngăn cản các loài sâu bọ và các nguyên nhân gây bệnh khác [47]

Xử lý ô nhiễm đất bằng phương pháp sinh học (Bioremediation) đã và đang được ứng dụng rất rộng rãi So với các phương pháp xử lý ô nhiễm khác thì phương pháp này ngày càng chiếm một vị trí quan trọng Loại bỏ KLN trực tiếp có thể đạt hiệu quả cao thông qua một số loại thực vật có khả năng hấp thụ các ion kim loại trong tế bào Bên cạnh đó một số loại VSV có khả năng tham gia vào quá trình loại

bỏ KLN trong môi trường ô nhiễm bằng nhiều cơ chế khác nhau như: hấp phụ nhờ

lớp màng nhầy polysacarit ở bên ngoài tế bào, làm bay hơi hay tích luỹ ở trong tế bào

* Sử dụng thực vật xử lý ô nhiễm KLN

Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm (Phytoremediation) là phương pháp sử dụng thực vật để tích luỹ, chuyển hoá, cố định hoặc phân giải chất ô nhiễm trong đất

và nước Cơ chế sử dụng thực vật xử lý ô nhiễm KLN trong môi trường gồm:

+ Cơ chế tách chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoextraction): là quá trình xử

lý KLN, bằng cách sử dụng các loài thực vật hút thu các chất ô nhiễm qua rễ sau đó chuyển hóa lên các cơ quan trên mặt đất của thực vật Chất ô nhiễm tích lũy vào thân cây, lá, sau đó thu hoạch và loại bỏ khỏi môi trường;

+ Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilization): nhờ chất tiết ở rễ thực vật cố định chất ô nhiễm và giảm khả năng linh động KLN trong đất;

+ Cơ chế xử lý chất ô nhiễm nhờ quá trình thoát hơi nước ở thực vật (Phytovolatilization): chất ô nhiễm hòa tan được hấp thụ cùng với nước vào rễ, chuyển hóa lên lá và bay hơi vào không khí thông qua lỗ khí khổng, [48]

Hiện nay có trên 450 loài thực vật “siêu hấp thụ kim loại - Hyperaccumulators” được phát hiện trên thế giới thuộc 45 họ Trong đó, các họ

chiếm ưu thế về số loài là họ Cúc (Asteraceae), họ Cải (Brassicaceae), họ Cẩm chướng (Caryophyllaceae), họ Cói (Cyperaceae), họ Đậu (Fabacea), [71]

Khả năng hấp thụ As trong sinh khối của loài Pittyrogramma calomelano có

thể đạt 5.000 - 8.350 mg/kg, (Francesconi và cộng sự, 2002) Các loại thực vật thuỷ

sinh khác như Eichhornia crassipes, Lemna minor và Azolla pinnata đã được thử

nghiệm vào việc lọc, làm giảm và chiết rút chất ô nhiễm [62]

* Sử dụng VSV xử lý ô nhiễm KLN trong đất và trong nước

Các KLN trong đất có thể được chuyển hoá bởi VSV ở các trạng thái: hấp phụ, tạo thành các phức chất Các axit sinh ra trong quá trình trao đổi chất là tác nhân chính giúp cho sự hoà tan kim loại vào dung dịch đất Vi khuẩn khử nitrit có thể hình thành các axit nitric phân huỷ các đá siêu bazơ [87] Điều này được ứng dụng để nghiên cứu xử lý các chất thải mỏ và các vùng đất canh tác nông nghiệp bị

ô nhiễm KLN VSV có thể tương tác với các KLN theo nhiều phương thức:

+ Một vài kim loại có thể được chuyển hoá trong quá trình alkyl hoá (Hg);