Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng N, P đến khả năng chống chịu, tích lũy Asen của 2 loài dương xỉ (Pteris vittata L. và Pityrogramma calomelanos L.) trong môi trường đất ô nhiễm do khai thác khoáng sản tại xã Hà Thượng, huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN

TRƯỜNG ĐẠI HỌC SƯ PHẠM

PHẠM THỊ QUYÊN

LUẬN VĂN THẠC SĨ SINH HỌC

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu – ĐHTN http://www.lrc.tnu.edu.vn

THÁI NGUYÊN - 2016

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN

TRƯỜNG ĐẠI HỌC SƯ PHẠM

PHẠM THỊ QUYÊN

Chuyên ngành: Sinh thái học Mã số: 60.42.01.20 LUẬN VĂN THẠC SĨ SINH HỌC Người hướng dẫn khoa học: TS. Lương Thị Thúy Vân

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu – ĐHTN http://www.lrc.tnu.edu.vn

THÁI NGUYÊN - 2016

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng cá nhân tôi. Các số

liệu, kết quả nghiên cứu trong luận văn là trung thực và chưa được ai công bố trong

bất kỳ công trình nào khác.Nếu sai tôi xin hoàn toàn chịu trách nhiệm.

Thái Nguyên, tháng 4 năm 2016

Tác giả luận văn

Phạm Thị Quyên

Trong suốt quá trình học tập và thực hiện đề tài luận văn thạc sĩ chuyên ngành

Sinh thái học, khoa Sinh học Trường Đại học sư phạm – Đại học Thái Nguyên, tôi đã nhận

được sự ủng hộ giúp đỡ của các thầy cô giáo, các đồng nghiệp, bạn bè và gia đình.

Trước tiên tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc nhất đến TS. Lương Thị Thúy Vân

– cô là người đã tận tình hướng dẫn, truyền đạt kiến thức và kinh nghiệm quý báu để

tôi có thể hoàn thành được luận văn này.

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn chân thành đến các thầy cô giáo khoa Sinh học,

trường Đại học sư phạm, phòng sau đại học – Trường Đại học sư phạm Thái Nguyên

đã nhiệt tình giảng dạy và giúp đỡ tôi mọi điều kiện trong suốt quá trình học tập và

nghiên cứu tại trường.

Tôi cũng xin trân trọng cảm ơn ban quản lý phòng thí nghiệm của khoa Tài

nguyên môi trường, trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên đã tạo điều kiện cho tôi thực

hiện các thí nghiệm để tôi có thể hoàn thành trong quá trình nghiên cứu thực hiện đề tài.

Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn tới toàn thể gia đình bạn bè và đồng nghiệp

đã luôn cổ vũ, động viên tôi trong suốt thời gian qua.

Thái Nguyên, tháng 4 năm 2016

LỜI CẢM ƠN

Tác giả luận văn

Phạm Thị Quyên

MỤC LỤC

Trang

Lời cảm ơn ............................................................................................................ i

Lời cam đoan ....................................................................................................... ii

Mục lục ............................................................................................................... iii

Danh mục bảng ................................................................................................... iv

Danh mục hình ..................................................................................................... v

MỞ ĐẦU ....................................................................................................... 1

1.1. Đặt vấn đề ............................................................................................... 1

1.2. Mục tiêu của đề tài .................................................................................. 3

Chương 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU ......................................................... 4

1.1. Nghiên cứu tổng quan về Asen (As) ...................................................... 4

1.1.1. Khái niệm chung về Asen (As) ........................................................... 4

1.1.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong đất và trong cây .... 6

1.1.3. Ảnh hưởng của As đối với cơ thể con người..................................... 10

1.2. Hiện trạng ô nhiễm As trong đất do khai thác khoáng sản trên thế giới

và Việt Nam ................................................................................................. 12

1.2.1. Tình hình ô nhiễm As trên thế giới.................................................... 12

1.2.2. Tình hình ô nhiễm As ở Việt Nam .................................................... 13

1.3. Sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng .............................. 15

1.3.1. Khái niệm chung ................................................................................ 15

1.3.2. Các biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất ......... 17

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

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

1.3.5. Ưu điểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại

nặng trong đất .............................................................................................. 23

1.4. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm As trên

thế giới và ở Việt Nam ................................................................................ 25

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới .................................................... 25

iii

1.4.2. Tình hình nghiên cứu As ở Việt Nam ............................................... 26

Chương 2. ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN

CỨU ............................................................................................................. 28

2.1. Đối tượng và địa điểm nghiên cứu ....................................................... 28

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu ........................................................................ 28

2.1.2. Địa điểm nghiên cứu .......................................................................... 30

2.2. Nội dung nghiên cứu ............................................................................ 30

2.3. Phương pháp nghiên cứu ..................................................................... 31

2.3.1. Phương pháp bố trí thí nghiệm ngoài thực địa .................................. 31

2.3.2. Phương pháp đánh giá khả năng chống chịu và tích lũy As của cây 33

2.3.3. Phương pháp xử lý mẫu đất, mẫu cây ............................................... 34

2.3.4. Phương pháp phân tích đất trong phòng thí nghiệm ......................... 34

2.3.5. Phương pháp xác định hệ số BF ........................................................ 37

2.3.6. Phương pháp phân tích và xử lí số liệu ............................................. 38

Chương 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN..................... 39

3.1. Tính chất đất ô nhiễm ở khu vực thí nghiệm ........................................ 39

3.1.1. Tính chất lí học .................................................................................. 39

3.1.2. Tính chất hóa học .............................................................................. 40

3.1.3. Tính chất sinh học .............................................................................. 41

3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của P lên khả năng chống chịu và tích lũy As

của 2 loài dương xỉ ...................................................................................... 43

3.2.1. Ảnh hưởng của P đến khả năng ra lá ................................................. 43

3.2.2. Ảnh hưởng của P đến chiều cao trung bình của cây ......................... 44

3.2.3. Ảnh hưởng của P đến chiều dài rễ của cây........................................ 46

3.2.4. Ảnh hưởng của P đến sinh khối của cây ........................................... 47

3.2.5. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây và hệ số BF 49

3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của N lên khả năng chống chịu và tích lũy As

của 2 loài dương xỉ ...................................................................................... 53

3.3.1. Ảnh hưởng của N đến khả năng ra lá ................................................ 53

3.3.2. Ảnh hưởng của N đến chiều cao trung bình của cây ......................... 54

3.3.3. Ảnh hưởng của N đến chiều dài rễ của cây ....................................... 56

3.3.4. Ảnh hưởng của N đến sinh khối của cây ........................................... 57

3.3.5. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây và hệ số

BF................................................................................................................. 58

KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ ....................................................................... 63

TÀI LIỆU THAM KHẢO ......................................................................... 65

PHỤ LỤC ................................................................................................... 70

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1: Ô nhiễm As của đất bề mặt (ppm DW) .............................................. 7

Bảng 1.2. Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng .................................... 9

Bảng 1.3. Hàm lượng As (mg/kg) trong đất của một số mỏ tại Anh ................ 13

Bảng 1.4. Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số của As, Cd, Cu, Pb, Zn

trong đất (mg/kg đất khô) ................................................................. 14

Bảng 1.5. Tỷ lệ mẫu có hàm lượng As vượt QCVN 03 :2008 ở một số mỏ

nghiên cứu ........................................................................................ 14

Bảng 1.6. Một số loài thực vật có khả năng siêu tích lũy As ............................ 26

Bảng 3.1. Tỷ trọng và thành phần cơ giới đất ô nhiễm ..................................... 40

Bảng 3.2. Thành phần hóa học đất ô nhiễm ...................................................... 41

Bảng 3.3. Các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng bắt gặp ở khu

vực đất ô nhiễm do khai thác thiếc tại xã Hà Thượng, huyện Đại Từ,

tỉnh Thái Nguyên .............................................................................. 42

Bảng 3.4. Ảnh hưởng của P đến khả năng ra lá ................................................ 43

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây ................................................. 44

Bảng 3.6. Ảnh hưởng của P đến chiều dài rễ .................................................... 46

Bảng 3.7. Ảnh hưởng của P đến sinh khối cây ................................................. 47

Bảng 3.8. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây .................. 49

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của P đến hệ số tích lũy sinh học của cây ..................... 52

Bảng 3.10. Ảnh hưởng của N đến khả năng ra lá ............................................. 54

Bảng 3.11. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây .............................................. 54

Bảng 3.12. Ảnh hưởng của N đến chiều dài của rễ cây .................................... 57

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây ................ 59

Bảng 3.14. Ảnh hưởng của N đến hệ số tích lũy sinh học ................................ 61

DANH MỤC CÁC HÌNH

Hình 1.1. Tác hại của As đối với con người ..................................................... 11

Hình 1.2. Cơ chế tích lũy kim loại nặng trong tế bào thực vật ......................... 18

Hình 2.1.Pteris vittata L. ................................................................................... 28

Hình 2.2. Pityrogramma calomelanos L. .......................................................... 29

Hình 3.1.Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây Pteris vittata ............................ 45

Hình 3.2. Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây Pityrogramma calomelanos ... 45

Hình 3.3. Ảnh hưởng của P đến sinh khối của cây ........................................... 48

Hình 3.4. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây ................... 50

Hình 3.5. Ảnh hưởng của P bổ sung lên chỉ số tích lũy sinh học của cây ........ 53

Hình 3.6. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây Pteris vittata ........................... 56

Hình 3.7. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây Pityrogramma calomelanos ... 56

Hình 3.8. Ảnh hưởng của N đến sinh khối của cây .......................................... 58

Hình 3.9. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây .................. 60

Hình 3.10. Ảnh hưởng của N bổ sung lên chỉ số tích lũy sinh học của cây ..... 61

MỞ ĐẦU

1.1. Đặt vấn đề

Hiện nay vấn đề ô nhiễm môi trường đất, trong đó có ô nhiễm kim loại nặng

do khai thác khoáng sản đang diễn ra ở nhiều nơi trên thế giới trong đó có Việt

Nam. Môi trường bị ô nhiễm do các hoạt động khai khoáng và tuyển quặng đã

được nhiều nhà khoa học trên thế giới đặc biệt quan tâm nghiên cứu là do ảnh

hưởng trực tiếp đến môi trường đất, nước, sức khỏe con người và cây trồng. Đất

bị ô nhiễm kim loại nặng là do con người sử dụng các hóa chất trong nông nghiệp

và thải vào môi trường đất các chất thải đa dạng khác nhau. Các hoạt động khai

thác khoáng sản gồm: than đá, quặng thiếc, quặng chì…đã làm cho môi trường

đất, môi trường nước bị ô nhiễm trầm trọng bới các chất độc hại như: As, Pb, Cd,

Zn…và xu hướng ô nhiễm ngày càng tăng lên nếu chúng ta không có biện pháp

xử lí kịp thời và triệt để.

Trong đó, hàm lượng Asen (As) bị ô nhiễm ở mức đáng lo ngại ở nhiều

vùng khai thác khoáng sản. Các tác giả đã chỉ ra những rủi ro có thể xảy ra đối

với con người cũng như mức độ tích tụ As trong các sản phẩm nông nghiệp quan

trọng như lúa, gạo, rau… [1].

Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại với môi trường sống do khai thác

mỏ gây ra rất phức tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết

vấn đề này hiện nay còn gặp nhiều khó khăn. Các phương pháp công nghệ xử lí

truyền thống đã được áp dụng bao gồm: bê tông hóa, ổn định, rửa đất, sử dụng

các phản ứng ôxy hóa – khử, phản ứng hấp thụ ở nhiệt độ thấp, chôn lấp,

đốt,….Hiện nay, trên thế giới công nghệ được sử dụng nhiều nhất dùng để xử lý

đất bị ô nhiễm kim loại nặng vẫn là chôn lấp tại chỗ. Công nghệ này đòi hỏi chi

phí cao, cần có diện tích lớn và hạn chế nhất là đất không được tái sử dụng. Các

nhà khoa học đã đã tìm ra các công nghệ mới thay thế, trong đó công nghệ “xanh”

tức là công nghệ sử dụng thực vật trong xử lý ô nhiễm được đánh giá là có hiệu

quả ứng dụng cao do giá thành thấp, vận hành đơn giản và thân thiện với môi

trường. Hiện tại, công nghệ sử dụng thực vật được đánh giá là thích hợp nhất cho

xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất [11].

Do As tồn tại trong hầu hết các quặng kim loại và mức độ ô nhiễm As

trong đất là rất lớn ở các vùng đã và đang khai thác khoáng sản nên việc xử lý

As là rất cần thiết [4]. Đất đai bị ô nhiễm ngày càng nhiều, đang đòi hỏi phải tìm ra

biện pháp hiệu quả và rẻ nhất để cải tạo. Biện pháp sử dụng thực vật để cải tạo môi

trường đất ô nhiễm kim loại nặng đã và đang được các nhà khoa học quan tâm.

Trong quá trình nghiên cứu kỹ thuật xử lý ô nhiễm bằng thực vật các nhà

khoa học đã khám phá ra rất nhiều loài thực vật có khả năng hút As từ đất. Trong

các loài thực vật siêu tích lũy As, nhiều nhà khoa học đã đặc biệt chú ý đến dương

xỉ bởi nhiều nghiên cứu cho thấy loại thực vật này có khả năng chống chịu và

tích lũy As cao đặc biệt là loài Pteris vittata L. Theo Chen Tongbin [30] Pteris

vittata L. có thể phát triển bình thường trên đất có chứa 50 ÷ 4030 mg As/kg,

thậm chí nó có thể sống được trên phần quặng đuôi có chứa hàm lượng As lên

đến 23.400 mg/kg. Loài này có thể hút 10% As từ đất trong vòng một năm và

hàm lượng As trong lá lên tới 8‰. Ngoài ra, một vài loài dương xỉ khác cũng

được chú ý là Pteris nervosa, Pteris cretica, P. longifolia L., P.umbrosa L.[28].

Hiện nay, tại xã Hà Thượng huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên nhiều diện tích

đất trồng trọt bị bỏ hoang, nguồn nước bị ô nhiễm kim loại năng trầm trọng, gây

ảnh hưởng không nhỏ đến cuộc sống của nhân dân đặc biệt là những người dân

nghèo sống gần khu vực mỏ khai thác. Có rất nhiều phương pháp khác nhau để xử

lý kim loại nặng trong đất. Tuy nhiên, gần đây phương pháp sử dụng thực vật để xử

lý kim loại nặng trong đất được các nhà khoa học quan tâm đặc biệt bởi chi phí đầu

tư thấp, an toàn và thân thiện với môi trường. Tuy nhiên, một trong những vấn đề

quan trọng khi dùng thực vật để xử lý ô nhiễm môi trường là lựa chọn loài thực vật

vừa phù hợp với khu vực đất ô nhiễm nhẹ vừa có giá trị về kinh tế,biện pháp xử lý

sinh khối thực vật để kim loại nặng đã được hấp thu trong cây không quay ngược

trở lại gây ô nhiễm môi trường [11].

Xuất phát từ những yêu cầu trên của địa phương và nguyện vọng của bản

thân cùng với sự nhất trí của khoa Sinh học, Trường Đại học Sư phạm, Đại học

Thái Nguyên, chúng tôi tiến hành đề tài nghiên cứu: “Nghiên cứu ảnh hưởng

của các hàm lượng N, P đến khả năng chống chịu, tích lũy Asen của 2 loài

dương xỉ (Pteris vittata L. và Pityrogramma calomelanos L.) trong môi

trường đất ô nhiễm do khai thác khoáng sản tại xã Hà Thượng, huyện Đại

Từ, tỉnh Thái Nguyên” .

1.2. Mục tiêu của đề tài

1.2.1. Mục tiêu chung

Nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng P, N đến khả năng chống chịu

và tích lũy As của hai loài dương xỉ Pteris vittata L. và Pityrogramma

calomelanosL. trồng trên khu vực đất ô nhiễm do khai thác khoáng sản tại xã Hà

Thượng, huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên.

1.2.2. Mục tiêu cụ thể

- Nghiên cứu tính chất đất bị ô nhiễm As do khai thác khoáng sản: tính

chất lý học, hóa học, sinh học.

-Nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng P, N đến khả năng sinh trưởng,

phát triển và tích lũy As của 2 loài dương xỉ (Pteris vittata L. và Pityrogramma

calomelanosL.).

Chương 1

TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Nghiên cứu tổng quan về Asen (As)

1.1.1. Khái niệm chung về Asen (As)

Asen (As) là á kim trong nhóm V-A có khối lượng phân tử 74,929. Khi

kết hợp với các nguyên tố khác As có thể có hóa trị khác nhau +5, +3, 0 và -3.

As tham gia liên kết cộng hóa trị với nhiều kim loại và nhiều hợp chất hữu cơ ổn

định. Tuy vậy, As vẫn được xem như là kim loại nặng (KLN) vì các nhà độc tố

học cho rằng, KLN là 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 như Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb,

Zn, As...[11].

As có đặc tính là khi bị đốt nóng đến 615,5oC thì thăng hoa mà không trải

qua thời kì nóng chảy. Tuy nhiên, nó lại nóng chảy ở nhiệt độ 817-866oC dưới

áp suất rất cao là 35,8 atm. Trong không khí As dễ bị ôxy hóa tạo thành oxit

aseno theo phương trình: 4As + 3O2 = 2As2O3 (As trắng)

As trắng là một chất bột màu trắng, mịn và có mùi tỏi đặc trưng, rất độc

đối với sự sống. Khi tồn tại ở dạng hợp chất axit asenic (H3AsO4) thì nó có thể

được dùng trong y tế với một liều lượng nhất định như một loại thuốc trị bệnh;

còn khi tồn tại ở dạng hydro asenit AsH3 (asin) thì nó lại ở dưới dạng một chất

khí không màu, không mùi không vị nhưng rất độc cho sự sống. Asenit và asenat

canxi là chất bột màu trắng hay xám chứa 40-62% As2O3 chúng gần như không

tan trong nước và cũng là một chất độc rất mạnh. Chúng được dùng làm thuốc

diệt côn trùng. Asenit chì dùng làm thuốc bảo vệ thực vật (cây ăn quả).

Asen được biết đến là nguyên tố độc hại tùy thuộc vào dạng tồn tại của nó.

Các hợp chất khác nhau thì tính độc của As cũng khác nhau và trong đất không

phải dạng tồn tại của As nào cũng độc [11].

Những nghiên mới đây về vòng tuần hoàn As cho thấy As có nguồn gốc

tự nhiên được đưa vào khí quyển mỗi năm là 45000 tấn trong khi các nguồn nhân

tạo chỉ thêm vào bầu khí quyển khoảng 28000 tấn/năm. Trong tự nhiên, As tồn

tại dưới dạng hợp chất. Hiện nay người ta đã tìm thấy hơn 1500 hợp chất có chứa

-2,

As, trong đó có gần 400 hợp chất khá bền vững trong tự nhiên. Trong nước ngầm

-2. Hàm lượng của các ion đó phụ thuộc vào điều kiện nhiệt động và tính

thường gặp As có hóa trị +3 và hóa trị +5 mà điển hình là các ion HAsO4

HAsO3

chất hóa lí của môi trường [33].

As trong môi trường được tạo ra từ hai nguồn chủ yếu là nguồn tự nhiên

(các hoạt động của núi lửa, lắng đọng từ khí quyển, sự phong hoá của đá mẹ và

khoáng vật) và nguồn nhân tạo (hoạt động nông nghiệp, công nghiệp, khai

khoáng, giao thông...). Hàng năm, sự phát thải toàn cầu của As là 808.107 g,

trong đó có 28.107 g là do tự nhiên ra và 780.107 g là do nguồn nhân tạo. Như

vậy, con người là nguyên nhân chủ yếu làm tăng lượng As trong môi trường.

Khoảng 70% sản lượng As tạo ra trên thế giới được dùng trong ngành xử lý gỗ,

đó là các hợp chất asenat của crôm và đồng, 22% dùng trong nông nghiệp, còn

lại trong công nghiệp thủy tinh và dược phẩm.

Từ vài trăm năm trước đây, As đã được sử dụng rộng rãi trong ngành thuộc

da, là thành phần quan trọng của nhiều chất tạo màu, thuốc bảo quản gỗ, chất

kích thích sinh trưởng cho gia súc, gia cầm, thuốc trừ côn trùng (các muối asenat

của chì, natri, canxi, kẽm) và thuốc trừ cỏ cho công nghiệp trồng bông

(mononatrimethylasonat, axit dimethylasinic). Trong dược phẩm, dung dịch 1%

kaliasenat (thuốc Fowler) đã được dùng để chữa bệnh bạch cầu, bệnh vảy nến,

thấp khớp, hen, giang mai….Tuy nhiên, các sản phẩm trên đã bị hạn chế sử dụng

từ những năm 1974 trên toàn thế giới, khi các hóa chất nông nghiệp chứa clo ra

đời và trong y học người ta đã thay thế bằng nhiều thuốc kháng sinh mới. Với

độc tính rất cao nên As đã được dùng khá phổ biến làm thuốc độc giết người từ

thời Trung cổ cho đến giữa thế kỷ 19 mới bị hạn chế do con người lúc đó đã có

cách để phát hiện As.

Hoạt động khai thác khoáng sản và luyện kim (các kim loại mầu) cũng như

việc tiêu thụ nhiên liệu hóa thạch là những hoạt động công nghiệp chủ chốt gây

ra sự ô nhiễm As trong không khí, nước và đất. As được tạo ra nhờ quá trình khử

oxit asen (As2O3) với than hoạt tính, oxit As là sản phẩm phụ của quá trình luyện

kim và thường có trong bụi khói của quá trình nung quặng, nhất là luyện đồng.

Mặc dù các khoáng As và hợp chất của nó dễ dàng hòa tan, nhưng sự di chuyển

của As là có giới hạn vì bị hút thu trên bề mặt của sét, hydroxit, và các chất hữu

cơ. As có trong thành phần của hơn 200 loại quặng và thường có hàm lượng cao

trong một số loại quặng asenua của Cu, Pb, Ag hoặc tồn tại cùng với các sunfua.

Than đá cũng chứa một lượng đáng kể As và quá trình đốt than đã phát tán

tới 20% lượng chất này có trong khí quyển. Tàn than là nguồn As đáng kể thẩm

thấu vào đất và nước. Tích tụ As trong đất là một trong các nguồn chính làm tăng

nguy cơ ô nhiễm nước mặt và nước ngầm, sự hấp thu do thực vật là sự hấp thu

trực tiếp hay gián tiếp đối với con người.

1.1.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố As trong đất và trong cây

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

As phân bố không đồng đều trong các dạng của các loại đá chính và hàm

lượng của As trong đá dao động từ 0,5 đến 2,5 ppm. Chỉ duy nhất trong trầm tích

3-) trong điều kiện ôxy hóa. Chúng

sét là có As với hàm lượng trung bình khoảng 13 ppm. As tồn tại trong đất dưới

dạng các hợp chất chủ yếu như acsenat (AsO4

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 asenat 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 asenit As (III) có khả năng hòa tan lớn gấp 5 - 10 lần

các asenat. Tuy nhiên asenit As (III) cũng có tính độc hại cao hơn so với dạng

asenat As (V). Khi bón vôi cho đất cũng làm tăng khả năng linh động của As

do chuyển từ Fe, Al - asenat sang dạng Ca-asenat linh động hơn (Lê Văn Khoa

và cs) [13].

Khi được giải phóng, As tồn tại dưới dạng As2O3 và phần lớn bị hấp thụ vào

các vật liệu dạng hạt khác. Những vật liệu này theo gió bị phát tán rộng và trở lại

mặt đất dưới dạng lắng đọng kết tủa khô hoặc ướt. Những hợp chất Ashình thành

dưới tác dụng của vi sinh vật hay bị kết tủa dưới tác dụng của quá trình ôxi hóa

trong không khí sẽ bị đọng lại trên mặt đất. Các dạng không hòa tan trong nước

của As có thể kể đến như asenat, asenit, metyl asenic axit (MMA), dimetyl asenic

axit (DMA). Trong môi trường nước chảy (có nhiều oxi), As có xu hướng tồn tại

ở dạng hợp chất Ashóa trị V. Một số dạng asenit và asenat có thể tự thay đổi

trạng thái ôxi hóa – khử tùy thuộc vào điều kiện pH, thế ôxi hóa khử và một số

quá trình sinh học môi trường. Một số hợp chất của As có ái lực mạnh với khoáng

sét hay hợp chất hữu cơ trong đất. Đặc điểm này giúp As có nhiều động thái khác

nhau trong môi trường. Rất nhiều As có xư hướng bị hấp phụ vào đất và hầu như

ít bị rửa trôi.

Bảng 1.1. Ô nhiễm As của đất bề mặt (ppm DW)

Vị trí và nguồn ô nhiễm Nước Khoảng hàm lượng lớn nhất

Đá gốc khoáng Anh 727

Mỏ kim loại màu Anh 90 – 900

Công nghiệp chế biến kim loại Czechoslovakaia 130

Canada 33 – 2000

Anh 2500

Nhật Bản 38 – 2470

Mỹ 10 – 380

Hungary 10 – 2000 Những sản phẩm hóa học

Anh Đất vườn và đất trồng cây ăn quả 892

Hà Lan 38 – 118

Canada 10 – 290 Việc sử dụng thuốc trừ sâu có As

Anh 21 – 82

Nhật Bản 38 – 400

Nguồn Alina Kabata – Pendias và nnk (2001) [20]

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) [7].

b) 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. Một vài loại thực vật có khả năng hấp thu As nhiều hơn đáng

kể so với những thực vật khác. Hiện nay, trên thế giới đã có một số nghiên cứu

về các loại thực vật có khả năng hấp thu một lượng lớn As. Trong đó một số loài

dương xỉ (P. vittata L. và Pteris cretica L.)đã nhận được sự quan tâm của nhiều nhà

khoa học. Khả năng siêu hấp thu As đã được chứng minh rõ ràng trong một số thí

nghiệm, với hàm lượng As trong lá lên tới hơn 3000 mg//kg DW, hàm lượng As trong

cành cây luôn lớn hơn trong rễ. Nghiên cứu quá trình di chuyển của As trong lá P.

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 [29].

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 sự tăng trưởng.

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.

Bảng 1.2. Hàm lượng As trong thực phẩm và cây trồng (Đơn vị: ppb)

Thực vật Mẫu mô FW DW

- 3 - 18 Đại mạch Hạt

- 10 Yến mạch Hạt

- 50,3 - 10 Lúa mì Hạt

- 110 - 200 Gạo nâu Hạt

25 30 - 400, 30 Ngô ngọt Hạt

0,74 - < 6,7 7 - 100 Đậu đỗ Quả

1,2 - < 16,0 20 - 50 Cải bắp Lá

- 200 - 1500 Rau bina Lá

< 5,3 20 - 250 Rau diếp Lá

4,8 - < 13,0 40 - 80 Cà rốt Rễ

4,5 50 - 200 Hành Củ

- 30 - 200 Khoai tây Thân

FW - Khối lượng tươi (Fresh weight)

DW - Khối lượng khô (Dry weight)

Nguồn: Alina Kabata - Pendias và cs (2001) [20]

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

(theo Alina Kabata - Pendias và cs) [20].

Phụ thuộc vào vị trí và nguồn gây ô nhiễm, thực vật có thể tích lũy một

lượng rất lớn As, khoảng trên 6000 ppm DW và trên 8000 ppm AW. Mặc dù việc

As gây độc từ thực vật đến động vật là ít gặp, nhưng người ta vẫn chưa ngăn

chặn được những ảnh hưởng không tốt lên sức khỏe do hàm lượng As cao trong

thực vật và trong cây trồng khi chúng được dùng làm thức ăn.

1.1.3. Ảnh hưởng của As đối với cơ thể con người

As có thể gây độc với mức độ từ vài µm đến mg/l tùy thuộc vào từng loài

và mức độ tác động. Khi tác động, As có thể gây chết, ức chế sinh trưởng. Đối

với thực vật, As ảnh hưởng đến quá trình quang hợp, ra hoa, kết quả,…Ở những

khu vực bị nhiễm độc As thường có rất ít sinh vật có thể sống được. Vì vậy, có

thể sử dụng những sinh vật này như những sinh vật chỉ thị [11].

As thường xâm nhập vào cơ thể con người qua chuỗi thức ăn. Đối với

những người không chịu tác động trực tiếp của As thì thức ăn là tác nhân chính

gây ra sự tích tụ As trong cơ thể, tuy nhiên đây là quá trình thâm nhiễm dần dần.

Ở một số vùng, nước uống bị ô nhiễm As lại là nguồn thâm nhiễm chủ yếu vào

cơ thể người.

Tại các vùng mỏ kim loại thì As xâm nhiễm vào cơ thể con người chủ yếu

bắt nguồn từ các hoạt động khai khoáng. Lượng As tích tụ vào cơ thể từ thức ăn

và nước uống dao động khoảng từ 30-300 µg/ngày.Theo số liệu thống kê chưa

đầy đủ, khoảng 25% lượng As đi vào cơ thể là từ thức ăn là As vô cơ, tuy nhiên

tỷ lệ này có thể dao động tùy thuộc vào dạng thức ăn con người tiêu thụ. Các loại

thức ăn chứa nhiều As vô cơ là thịt gia súc, gia cầm, các sản phẩm bơ, sữa và

ngũ cốc. Hàm lượng tích tụ As trong cơ thể người thông qua hô hấp là 10 µg/ngày

đối với người hút thuốc lá và 1 µg/ngày đối với người không hút thuốc lá. Tuy

nhiên, hàm lượng này có thể tăng lên ở những vùng ô nhiễm. Hàm lượng As vô

cơ trong nước tiểu phản ánh mức độ hấp thụ As ở mỗi người. Thông thường,

hàm lượng này dao động khoảng từ 5 – 20 µg As/l, tuy nhiên trong một số trường

hợp có thể lên đến 1000 µg/l [33].

As vô cơ hòa tan là dạng hết sức độc hại. Khi sinh vật hay con người tiêu

hóa thức ăn chứa một lượng lớn As dạng này có thể dẫn đến các bệnh về dạ dày,

rối loạn tim mạch và hệ thống thần kinh, thậm chí có thể gây chết. Những người

tiếp xúc nhiều với As có thể bị mắc nhiều bệnh như rối loạn tủy xương, ho ra

máu, ung thư gan, bệnh sắc tố, các bệnh thần kinh và não [33].

Hình 1.1. Tác hại của As đối với con người

Dạng As gây độc lớn là dạng As dễ tiêu sinh học, dạng này phát huy tác

dụng khi đi vào cơ thể con người. Đến nay, có thể kết luận chắc chắn về các bệnh

do nhiễm As như sừng hóa da, hắc tố da và mất sắc tố da, bệnh bowen, bệnh đen

và rụng móng chân. Bệnh sừng hóa da thường xuất hiện ở tay, chân, lòng bàn

tay, gan bàn chân – phần cơ thể cọ xát nhiều hoặc tiếp xúc ánh sáng nhiều lâu

ngày sẽ tạo thành các đinh cứng màu trắng gây loang rộng và đau đớn. Bệnh hắc

tố da và mất sắc tố da bị đen sạm, da bị lốm đốm trắng dẫn đến tế bào bị phá hủy

và làm hỏng da. Biểu hiện đầu tiên của bệnh bowen là một phần cơ thể bị đỏ ửng,

sau đó bị chảy nước và lở loét. Bệnh đen và rụng móng chân có thể dẫn đến hoại

tử, rụng dần từng đốt ngón chân. Sau 15 – 20 năm kể từ khi phát hiện, người

nhiễm độc As sẽ chuyển sang ung thư và chết [33].

1.2. Hiện trạng ô nhiễm As trong đất do khai thác khoáng sản trên thế giới

và Việt Nam

1.2.1. Tình hình ô nhiễm Astrên thế giới

Viện nghiên cứu Blacksmith, New York đã bình chọn danh sách 10 thành

phố ô nhiễm nhất thế giới thì có tới 8 thành phố liên quan đến ô nhiễm KLN, đó

là Lâm Phần, Thiên Anh (Trung Quốc); Sukindan (Ấn Độ); La Oroya (Peru);

Dzerzhinsk, Norilsk (Nga); Chernobyl (Ukraine); Kabwe (Zambia). Điển hình

như Lâm Phần, Thiên Anh là nơi bị ô nhiễm nặng As, Pb và nhiều KLN khác.

Số người bị ảnh hưởng do sự ô nhiễm này được ước tính lên đến 3 triệu người

[26].

Các hoạt động khai thác mỏ vàng đã làm cho đất và nước ở bang Minas

Gerais của Brazil bị ô nhiễm As. Các nghiên cứu cho thấy hàm lượng As trong

đất lớn hơn 100 mg/kg cao hơn tiêu chuẩn cho phép của FAO/WHO về hàm

lượng As trong đất nông nghiệp nhiều lần [37]. Tại Thái Lan, các chất thải có

chứa As từ quá trình khai thác thiếc như arsenopyrite đã gây ô nhiễm môi trường

đất và nước ngầm. Hàm lượng As trong các giếng nước khoan chịu ảnh hưởng

của quá trình khai thác thiếc có nơi lên tới 5000 µg/l. Năm 1996 tại quận Ron

Phibun (tỉnh Nakorn Si Thamat) là nơi bị ảnh hưởng bởi ô nhiễm As đã có

khoảng hơn 1000 người đã mắc các chứng bệnh về da. Ô nhiễm As đang có nguy

cơ đe dọa tới hàng chục nghìn cư dân nơi đây do nước ngầm là nguồn cung cấp

nước chính cho sinh hoạt.

Shelmerdine P.A. và cs. [44] cho biết,ở nhiều vùng khai thác khoáng sản

của Anh đất bị nhiễm kim loại nặng ở mức đáng lo ngại. Hàm lượng As trung

bình trong đất là 10,4 mg/kg thì trong đất của mỏ chì Cumbria, mỏ đồng Devon

và mỏ thiếc Cornwall có hàm lượng As tương ứng là 127,7-366,8; 87,5-1246,8

và 280,7-2331,6 mg/kg. Hàm lượng này cao hơn mức bình thường từ hàng chục

đến hàng trăm lần.

Bảng 1.3. Hàm lượng As (mg/kg) trong đất của một số mỏ tại Anh

Nguyên Mỏ chì Mỏ thiếc, đồng Mỏ đồng Hàm lượng

tố Cumbria Cornwall Devon trung bình

trong đất ở

Anh

As 127,7 – 366,9 280,7 – 2331,6 87,5 - 1246,8 10,4

1.2.2. Tình hình ô nhiễmAs ở Việt Nam

Nằm ở khu vực Đông Nam Á, Việt Nam là nước có nguồn tài nguyên

khoáng sản phong phú, đa dạng và là nguồn nguyên liệu, tiềm năng quý của quốc

gia. Tuy vậy, công nghiệp khai khoáng đã làm suy kiệt các nguồn tài nguyên

thiên nhiên, suy thoái môi trường, thể hiện ở các vấn đề môi trường đất, nước,

không khí, rừng, đa dạng sinh học,….Theo đánh giá của các chuyên gia, công

nghiệp khai thác mỏ đang gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức độ

nghiêm trọng nhất [4], [5].

Vấn đề ô nhiễm KLN ở khu vực khai thác khoáng sản đã được nhắc tới

nhiều, bởi nó không chỉ gây tác hại ở một khu vực mà có thể lan rộng ra các vùng

khác. Tuy nhiên, cho đến nay, Việt Nam chưa có công trình nào có số liệu hoàn

chỉnh về mức độ ô nhiễm KLN ở một vùng mỏ cụ thể. Các số liệu về đất ô nhiễm

KLN đã xuất hiện lẻ tẻ, tập trung vào khu vực làng nghề và các khu vực chịu ảnh

hưởng của công nghiệp hóa chất, sơn,..song cũng chỉ có thể dùng để tham khảo

vì nhìn chung độ tin cậy chưa cao.

QCVN 03:2008 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 như sau:

Bảng 1.4. Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số

của As, Cd, Cu, Pb,Zn trong đất (mg/kg đất khô)

Thông số Đất nông

nghiệp Đất lâm nghiệp Đất dân sinh Đất công nghiệp

Đất thương mại

Asen 12 12 12 12 12

Cadimi 2 2 5 5 10

Đồng 50 70 70 100 100

Chì 70 100 120 200 300

Kẽm 200 200 200 300 300

Theo kết quả phân tích đất trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương (Tuyên

Quang) có hàm lượng As là 642mg/kg trong khi quy chuẩn của Việt Nam cho

đất dân sinh là 12mg/kg (QCVN 03:2008). Trước đó, Nguyễn Văn Bình và cộng

sự (2000) [6] khi nghiên cứu sự phân bố của As trong khu vực mỏ thiếc đang

khai thác tại Sơn Dương đã xác định sự có mặt của As trong các mẫu đất, nước,

bùn thải ven suối cao hơn tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên

nhân gây ô nhiễm môi trường. Một số tác giả [18], khi nghiên cứu hàm lượng

của kim loại nặng tại một số vùng khai thác mỏ đặc trưng của Việt Nam cho

rằng, hàm lượng As trong hầu hết các mẫu đất và trầm tích tại các mỏ nghiên

cứu vượt QCVN 03:2008 nhiều lần (bảng 1.3).

Bảng 1.5. Tỷ lệ mẫu có hàm lượng As vượt QCVN 03 :2008 ở một số mỏ nghiên cứu

Loại mẫu Mỏ thiếc Kỳ Lâm Mỏ đồng Sin Quyền Mỏ Titan Cây Châm Mỏ chì – kẽm Chợ Đồn Mỏ antimony Mậu Duệ

100 100 100 100

Trầm tích bùn đáy (%)

Đất (%) 100 100 100 100 96

Nguồn Phạm Tích Xuân, 2011 [18]

Theo kết quả phân tích Asen do UNICEF hỗ trợ Việt Nam từ năm 2001

đến năm 2004 tại 25 tỉnh thành cho thấy Hà Nam đứng đầu về mức dộ ô nhiễm

Asen. Trong 7040 mẫu nước lấy từ giếng khoan, có tới 3530 mẫu có hàm lượng

lớn hơn 0,05 mg/l (hàm lượng Asen cho phép trong nước uống của Việt Nam là

0,01 mg/l) [18].

Tại huyện Đại Từ (Thái Nguyên) 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 (caxiterit) trong các mạch trải rộng trong khu vực cũng chứa một lượng

sunfua phong phú, mà 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. Các nhà máy hiện đang rò rỉ một số nguên

tố như As lên đất, đi vào các nguồn nước ngầm và sẽ tiếp tục là vấn đề môi trường

nan giải từ khi có biện pháp khắc phục được tiến hành. Kết quả phân tích một số

mẫu đá thải cho thấy hàm lượng As trung bình đạt tới 5000 mg/kg, vượt QCVN

03:2008 đối với đất dân sinh 417 lần [8]. Nước ngầm ở nhiều khu vực huyện Đại

Từ có giá trị pH thấp dưới mức tiêu chuẩn cho phép và có biểu hiện ô nhiễm Fe,

Mn, As,…Kết quả nghiên cứu về sức khỏe sinh sản của phụ nữ sống quanh khu

vực Công ty luyện kim màu Thái Nguyên cho thấy, đối tượng có hàm lượng Pb

và As trong máu cao dẫn tới nguy cơ sẩy thai gấp 1,8 lần, thai chết lưu gấp 4,3

lần so với bình thường [8], [10].

Ô nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam chưa xảy ra trên diện rộng, tuy nhiên

đã có hiện tượng ô nhiễm cục bộ đặc biệt ở các làng nghề tái chế, các khu công

nghiệp. Có thể nói ở Việt Nam, tình trạng ô nhiễm nói chung và ô nhiễm kim

loại nặng nói riêng đang thách thức môi trường Việt Nam.

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

1.3.1. 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) [35].

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) [41], [42].

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.

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

a) 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) [24], (Berti, W.R. and Cunningham, S.D., 2000) [25].

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) [34]. 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.

Tuy nhiên, sự chuyển hóa các kim loại nặng đến các bộ phận của cây, hay

mức độ chịu đựng với các kim loại nặng thường phụ thuộc vào quá trình hình

thành kim loại, cũng như quá trình trao đổi chất của thực vật. Sự tích lũy kim

loại liên quan đến nhiều quá trình, bao gồm sự liên kết kim loại nặng vào gian

bào, hình thức phức hợp hòa tan, sự lắng cặn không hòa tan trong tế bào chất,

chất tiết trong không bào. Đối với các loài thực vật chỉ sống trong môi trường

đất giàu kim loại như Thlaspi caerulescens, Cd chủ yếu tìm thấy ở gian bào, phần

ít hơn tích lũy trong không bào. Trong khi đó Zn được tìm thấy chủ yếu ở không

bào, một phần được tìm thấy ở thành tế bào [11].

Hình 1.2. Cơ chế tích lũy kim loại nặng trong tế bào thực vật

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) [38].

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) [25].

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.

b) 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 (Channeyvà cs) [27].

Cho đến nay, trên thế đã phát hiện được 45 họ thực vật có các loài “siêu tích tụ”

kim loại nặng. Trong số này, họ Cải (Brasicaceae), họ Đậu (Fabaceae), họ Thầu dầu

(Euphorbiaceae), họ Cúc (Asteraceae) và họ Hoa môi (Lamiaceae) 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) [34]. 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. Trong

thực tiễn, phương pháp chiết thực vật đã được áp dụng rộng rãi với một số kỹ thuật

sau đây:

- 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) [45] 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 [36].

- 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) [14].

c) 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) [34]. 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) [35]. Selenium (Se) cũng là dạng kim loại đặc biệt được thực vật hấp

thụ và bay hơi (Neumann và cs, 2003) [39]. 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) [14].

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.

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

Theo nghiên cứu của Chaney và cs (1997) [27], 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.

1.3.4. 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) [41] .

- 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) [32].

1.3.5. Ưu điểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại

nặng trong đất

a) 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) [13].

b) Hạn chế

- Xử lý chậm hơn phương pháp hóa lý, vì vậy phải mất thời gian dài. Thực

vật xử lý một lượng nhỏ chất ô nhiễm qua mỗi mùa trồng, do đó nó có thể mất

nhiều thập kỷ mới có thể làm sạch ô nhiễm và chất ô nhiễm vẫn không được xử

lý hoàn toàn.

- Các yếu tố vật lý và hóa học như kết cấu đất, pH, độ mặn, nồng độ chất ô

nhiễm và sự hiện diện của các chất độc sẽ ảnh hưởng đến khả năng sinh trưởng,

phát triển của các loài siêu tích tụ. Các nhà khoa học cho rằng, chỉ có những vùng

đất bị ô nhiễm nhẹ mới sử dụng được phương pháp này, 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) [13].

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.

1.4. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm As trên

thế giới và ở Việt Nam

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới

Cong Tu và Lena Q.Ma [31] đã phát hiện ra loài dương xỉ Pteris vittata

L.mọc trên vùng đất ô nhiễm As ở bang Florida nước Mỹ. Loài dương xỉ này có

khả năng chống chịu nền đất có hàm lượng tới 1500mg/kg As và hàm lượng chất

này trong cây đạt tới 2,5% (25.000ppm, sinh khối khô). Shelmerdine và cs [44]

cũng có một số nghiên cứu về các yếu tố ảnh hưởng tới sự tích tụ As của Pteris

vittata L.

Nhóm nghiên cứu của ChenTongbin đã tìm ra Pteris vittata L.– một loại

dương xỉ mọc phổ biến ở nhiều nơi, có thể hút 10% As từ đất trong vòng một

năm [29]. Trong những năm gần đây, chương trình nghiên cứu phát triển công

nghệ thực vật để xử lí đất bị ô nhiễm cũng đã được thiết lập ở Trung Quốc

[28].GS. Chen và cs đã thành công với các mô hình xử lí đất bị ô nhiễm As bằng

loài dương xỉ Pteris vittata L.. Khi khảo sát vùng ô nhiễm gần mỏ As của tỉnh

Hồ Nam (Trung Quốc) Wei và cs, 2005 [46] đã xác định được khả năng hấp thụ

As của dương xỉ Pteris cretica và Pteris vittata. Cả hai loài cây này có thể sử

dụng trong xử lí đất bị ô nhiễm As. Ngoài ra, các nhà khoa học Trung Quốc và

Mỹ còn phát hiện ra nhiều loài dương xỉ có thể tích tụ kim loại ở mức cao như

loài Pteris cretica, P. longifolia, P. vunbrosa và P. calomelanos [23]. Bảng 1.6

tổng hợp một số loài thực vật thu được ngoài thực địa có khả năng siêu tích lũy

As.

Bảng 1.6. Một số loài thực vật có khả năng siêu tích lũy As

STT Tên loài Khả năng tích lũy (mg/kg skk)

1 Agrostis capillaries L 100

2 Agrostis castellana Boiss. & Siêu tích lũy

Reuter

3 Agrostis Tenerrima Trin 1000

4 Pteris vittata L. 27000 (trong lá)

5 Sarcosphaera coronaria Jacq. 10-7000

6 Pityrogramma calomelanos L. 4043 (trong lá)

* Nguồn Baker và cs. [23].

1.4.2. Tình hình nghiên cứuAs ở Việt Nam

Ở Việt Nam, khoảng hơn mười năm trở lại đây các nhà khoa học đã chú trọng

tìm hiểu và nghiên cứu về ô nhiễm kim loại nặng trong đất và những ảnh hưởng của

chúng đến động vật và thực vật.

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 [3].

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) [16].

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 [9].

Kết quả nghiên cứu trong nhiều năm cho thấy, ở Việt Nam, vấn đề ô nhiễm

KLN đã và đang xảy ra, nguy cơ con người phải đối mặt với loại ô nhiễm này đã

rõ và một số thực vật có thể đóng vai trò tích cực trong xử lí đã được nói đến.

Đối chiếu với các tài liệu đã công bố về hệ thực vật Việt Nam, trong danh sách

loài “siêu tích tụ” kim loại đã được công bố trên thế giới thì ở Việt Nam chỉ có

thể bắt gặp 26 loài. Trong số này, 4 loài là thực vật thủy sinh và 22 loài là thực

vật trên cạn [10].

Chương 2

ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Đối tượng và địa điểm nghiên cứu

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu

a) Đặc điểm của dương xỉ Pteris vittata L.

Tên khoa học: Pteris vittata L.

Tên Việt Nam: Ráng sẹo dải ( dương xỉ).

Họ: Pteridaceae (quyết đuôi phượng)

Hình 2.1.Pteris vittata L.

Đây là loại cây thân cỏ, thân rễ ngắn, có vẩy xếp dày, dài 4-5 mm, màu

nâu đỏ.Cuống dài 5-50 cm, phía dưới có vảy như ở thân rễ. Phiến kép lông chim

lẻ một lần kép, dài 20-70 cm; lá chét bên nhiều, mọc đối hoặc gần đối, không

cuống, cỡ 5-15 x 0,8-1,3 cm, gốc lá hình tai, chóp nhọn và có răng nhỏ, mép

nguyên; lá chét đỉnh có kích thước bằng lá chét bên, lá chét ở giữa thường lớn

nhất, các lá chét phía dưới thường ngắn hơn. Ổ bào tử xếp thành đường, sát mép

lá chét từ gốc tới gần chóp, màu nâu đậm, cách mép lá chét khoảng 1 mm.

Sinh học, sinh thái: Cây trung sinh, ưa sáng, thường mọc thành đám. Đây

là loài dương xỉ chống chịu tốt với các điều kiện khắc nghiệt và thường tìm thấy

sống ở môi trường kiềm.Dương xỉ này có sinh khối đáng kể, phát triển nhanh, dễ

nhân giống và sống lâu năm, sống trong môi trường có độ ẩm vừa phải và có thể

được trồng rộng rãi một cách tự nhiên ở nhiều vùng có khí hậu ôn hòa.

Lena Ma, Đại học Floriada (Mỹ) và các đồng nghiệp đã phát hiện ra những

cây Dương xỉ Diều hâu (Pteris vittata) mọc tại một khu rừng được bảo tồn nhưng đã

bị bỏ hoang do nhiễm độc As. Khi phân tích lá của chúng, họ phát hiện thấy nồng độ

As cao hơn gấp 200 lần so với vùng đất xung quanh [31].

Nguồn gốc: Pteris vittata có xuất xứ từ Châu Phi, Châu Á và Australia.

Phân bố:Phổ biến ở Việt Nam, các nước Châu Á, Âu, Phi, Mỹ và châu Úc.

Công dụng: Pteris vittata được xác định là thực vật siêu hấp thụ As. Nó

chứa tới 22g As trong mỗi kilogam lá. [11].

Loài này được thu thập tại xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ, tỉnh Thái Nguyên.

b) Đặc điểm của dương xỉ Pityrogramma calomelanos L.

Tên khoa học: Pityrogramma calomelanos L.

Tên Việt Nam: Ráng chò chanh (dương xỉ)

Họ: Aidianthaceae (tóc vệ nữ)

Cây thân cỏ, thân

rễ ngắn, mọc thẳng, có

lông và vảy hẹp màu

nâu. Cuống dài 20- 50 cm,

màu nâu sẫm, có vảy ở

gốc, thường có phấn trắng

lúc non; phiến kép hình

lông chim lẻ 1-2 lần, dài

20-60 cm, mặt dưới

thường phủ lớp bột màu Hình 2.2. Pityrogramma calomelanos L. trắng; phiến lá chét hình

bầu dục thon, có cuống ngắn hoặc không, mép có răng thưa. Ổ túi bào tử dọc

theo gân lá, thường phủ gần kín mặt dưới lá.

Sinh học, sinh thái: Cây ưa độ ẩm vừa phải và ưa bóng mát. Cây dễ trồng

và rất thích hợp với khí hậu nhiệt đới, thích hợp với điều kiện ánh sáng mặt trời.

Khi trồng loại dương xỉ này sang một môi trường đất mới phải cẩn trọng vì rễ

của nó rất nhạy cảm và khó thích nghi. Loài dương xỉ này thường tìm thấy trong

vùng đất chua [11].

Phân bố: Có nguồn gốc Trung và Nam Mỹ. Hiện nay, nó có mặt phổ biến

ở Châu Phi, Ấn Độ, Đông Nam Á (Việt Nam, Lào, Campuchia và các nước khác).

Loài này dễ dàng lan truyền ở nhiều nơi do sự phát tán của bào tử.

Đây là loài thực vật bản địa phân bố tại khu vực thí nghiệm.

Thí nghiệm sử dụng 3 loại phân bón: Đạm Urê, phân supe lân, Kali clorua.

2.1.2. Địa điểm nghiên cứu

Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng N, P đến khả năng

chống chịu, tích lũy As của 2 loài dương xỉ (Pteris vittata L. và Pityrogramma

calomelanos L.) được bố trí tại khu vực đất bị ô nhiễm As do khai thác thiếc tại

xóm 7, xứ Đồng Nhi, xã Hà Thượng, huyện Đại Từ, tỉnhThái Nguyên.

2.2. Nội dung nghiên cứu

-Nghiên cứu tính chất đất bị ô nhiễm As do khai thác khoáng sản: tính

chất lý học, hóa học, sinh học.

- Nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng P đến khả năng sinh trưởng,

phát triển và tích lũy As của 2 loài dương xỉ.

As và P là 2 nguyên tố có nhiều đặc tính hóa học tương đồng nhau vì đều

thuộc nhóm V trong bảng tuần hoàn các nguyên tố hóa học, do đó chúng có các

phương thức hoạt động trong hệ thống đất và cây như nhau [10].

Photpho là thành phần của nhiều hợp chất hữu cơ quan trọng (ADN, ARN,

protein, photpholipit, ATP, các enzim và vitamin….). Cây sử dụng chủ yếu dạng

H3PO4 với các muối của nó như: KH2PO4, NaH2PO4, Mg(H2PO4)2,

Ca(H2PO4)2…Photpho có vai trò quan trọng trong đời sống cây trồng: kích thích

sự phát triển của rễ, làm cho rễ đâm sâu lan rộng nên cây ít đổ ngã, kích thích

quá trình đẻ nhánh, nảy chồi, thúc đẩy cây ra hoa kết quả sớm và nhiều, tăng đặc

tính chống rét, chống hạn, chịu độ chua, chống sâu bệnh hại…

Photpho có thể làm tăng tính di động của As ở những vùng đất tiêu thoát

tốt do có khả năng hấp thụ cạnh tranh với As trên những bề mặt hấp thụ của đất.

Tuy nhiên, mối tương quan giữa sự hấp phụ cạnh tranh của As và P cũng như

khả năng đệm của dung dịch P trong đất vẫn chưa được nghiên cứu nhiều.

- Nghiên cứu ảnh hưởng của các hàm lượng N đến khả năng sinh trưởng,

phát triển và tích lũy As của 2 loài dương xỉ.

Nitơ có trong thành phần của hầu hết các chất trong cây: protein, axit

nucleic, các sắc tố quang hợp, các hợp chất dự trữ năng lượng: ADP, ATP, các

chất điều hoà sinh trưởng …Như vậy Nitơ vừa có vai trò cấu trúc, vừa tham gia

trong các quá trình trao đổi chất và năng lượng. Nitơ có vai trò quyết định đến

+) trong đất. Nitơ có vai trò thúc đẩy quá trình tăng

toàn bộ các quá trình sinh lý của cây trồng. Rễ cây hấp thụ Nitơ ở hai dạng: Nitơ

-) và Nitơ amôn (NH4

nitrat (NO3

trưởng của cây, làm cho cây ra nhiều nhánh, phân cành, ra lá nhiều, lá có kích thước

to, màu xanh, lá quang hợp mạnh do đó làm tăng năng suất cây.

2.3. Phương pháp nghiên cứu

2.3.1. Phương pháp bố trí thí nghiệm ngoài thực địa

Khu vực thí nghiệm được dọn sạch cỏ dại, làm đất và phơi ải 1 tuần trước

khi trồng cây. Đất được cày xới ở độ sâu 20 cm, đánh luống cao 15 cm, chia mỗi

ô có diện tích là 3 m2.

Hai loại dương xỉ Pteris vittata L. và Pityrogramma calomelanos L. được

chặt gốc tương đối đều nhau, cắt hết lá cũ. Sau khi tách, trồng ngay vào luống đã

được chuẩn bị với mật độ 25 x 20 cm. Tưới nước vừa phải và duy trì độ ẩm các

ngày sau đó. Sau khi cây mọc khoảng 3-4 tháng và có chiều cao tương đối đều

nhau sẽ được chọn cho vào thí nghiệm. Tình trạng cây héo, chết được ghi lại theo

thời gian để đánh giá khả năng chống chịu.

Thí nghiệm được bố trí theo khối ngẫu nhiên hoàn chỉnh gồm 5 công thức,

3 lần nhắc lại, diện tích mỗi ô thí nghiệm là 3 m2.

Sơ đồ bố trí thí nghiệm

Nhắc lại 3 P5 P1 P3 P4 P2

Nhắc lại 2 P4 P5 P2 P1 P3

Nhắc lại 1 P2 P3 P4 P5 P1

Rãnh nước

Nhắc lại 3 N5 N1 N3 N4 N2

Nhắc lại 2 N4 N5 N2 N1 N3

Nhắc lại 1 N2 N3 N4 N5 N1

Thí nghiệm 1: Nghiên cứu ảnh hưởng của P lên khả năng chống chịu

và tích lũy As của 2 loài dương xỉ. Thí nghiệm được bố trí theo 5 công thức:

TT Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O)

1 P1 (Đối chứng) 20 : 0 : 15

2 P2 20 : 40 : 15

3 P3 20 : 80 : 15

4 P4 20 : 120 : 15

5 P5 20 : 160 : 15

Thí nghiệm 2: Nghiên cứu ảnh hưởng của N lên khả năng chống chịu và tích lũy As của 2 loài dương xỉ. Thí nghiệm được bố trí theo 5 công thức:

TT Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O)

0 : 20 : 15 1 N1 (Đối chứng)

20 : 20 : 15 2 N2

40 : 20 : 15 3 N3

60 : 20 : 15 4 N4

80 : 20 : 15 5 N5

Thí nghiệm sử dụng ba loại phân bón riêng rẽ:

- Phân đạm Urê

- Phân Supe lân

- Phân Kali clorua

Phương pháp bón phân:

- Bón lót: 10 tấn phân chuồng/ha, phân supe lân theo công thức.

- Bón thúc: Phân đạm, phân kali clorua theo các công thức sau khi trồng

cây được 45 ngày.

Các công việc chăm sóc cây sau khi trồng: dặm cây, làm cỏ, tưới nước để

cây sinh trưởng, phát triển tốt và đảm bảo mật độ thí nghiệm.

2.3.2. Phương pháp đánh giá khả năng chống chịu và tích lũy As của cây

a) Phương pháp xác định khả năng chống chịu của cây: đánh giá qua các

chỉ tiêu:

+ Số lá/cây

+ Chiều cao cây (cm): đo từ cổ rễ đến chóp lá cao nhất

+ Chiều dài rễ (cm): đo từ cổ rễ đến chóp rễ dài nhất

+ Sinh khối (gam): cân khối lượng thân lá (tươi, khô) của từng cây

+ Quan sát và mô tả hình thái của cây qua các giai đoạn nghiên cứu

b) Phương pháp xác định khả năng tích lũy As của cây: được đánh giá

bằng hàm lượng As trong cây sau thời gian thí nghiệm và hệ số BF.

2.3.3. Phương pháp xử lý mẫu đất, mẫu cây

Các mẫu đất nghiên cứu được lấy ở tầng canh tác từ 20 – 30 cm. Mẫu đất

được lấy ở 5 điểm phân bố đều trên toàn diện tích theo quy tắc lấy đường chéo.

Sau khi lấy về, mẫu đất loại bỏ rễ cây, tạp chất, hong khô trong không khí ở nhiệt

độ phòng sau đó đem nghiền qua rây 1mm, cất trữ trong túi bóng kín để phân

tích thành phần hóa học đất.

Mẫu thực vật được rửa sạch dưới vòi nước chảy, sau đó tráng qua nước cất,

đem sấy ở nhiệt độ 700C cho đến khô hoàn toàn, nghiền nhỏ, bảo quản trong bình

hút ẩm để phân tích hàm lượng As trong mẫu.

2.3.4. Phương pháp phân tích đất trong phòng thí nghiệm

2.3.4.1. Xác định thành phần cơ giới đất theo phương pháp để lắng Rutcovski

- Xác định thành phần cát của đất: Dùng ống trụ nhỏ có dung tích 10ml

đong lấy 10cm3 đất đã rây nhỏ, gõ cho chặt, sau đó trút vào ống đong có dung

tích 10ml, đổ nước vào cho tới khi cột nước quá mặt lớp đất là 12cm, dùng đũa

thủy tinh khuấy đều, để yên 1 phút rồi cẩn thận trút bỏ phần nước ở trên mặt lớp

đất. Cứ lặp đi lặp lại như vậy cho tới khi lớp nước bên trên trở nên trong là được

(nghĩa là đã tách hết các hạt có đường kính <0.05mm).Phần còn lại dưới đấy là

cát. Chuyển toàn bộ phần cát còn lại sang ống trụ 10ml để đo thể tích phần này

và tính ra tỷ lệ % so với thể tích đất ban đầu.

Xác định thành phần sét của đất: Lấy 5 cm3 đất đã rây nhỏ cho vào ống

đong có dung tích 100ml, rồi cho vào đó ¼ tìa con muối ăn và khuấy đều trong

10 phút, để yên qua đêm đất sẽ nở ra. Đo thể tích đất tăng lên rồi chia ra 5 lần để

tìm xem 1cm3 (1ml) đất ban đầu đã nở ra là bao nhiêu.

Xác định thành phần bụi (limon) của đất: Hàm lượng bụi được xác định

bằng cách tính hiệu số của 100% tổng số đất với tỷ lệ phần trăm (%) của 2 thành

phần cát và sét.

Phân loại đất căn cứ vào tỷ lệ sét trong đất của Ôkhôtin.

2.3.4.2. Xác định pH đất: Cân 10g đất ->cốc-> +50ml KCl 1N lắc 30 phút-> đo

trên máy pH meter.

2.3.4.3. Xác định tỷ trọng của đất

Bước 1: Đổ nước cất đã đun sôi để nguội vào đầy bình picromet đậy nút

lại, lau sạch khô bên ngoài cân được P1 gam.

Bước 2: Đổ bớt ½ nước trong bình, cân 10g đất ( P0) đã qua rây 1mm đổ

vào bình picromet lắc đều đem đun sôi 5 phút để loại không khí ra, nhấc xuống

để nguội.

Bước 3: Dùng nước cất đã đun sôi để nguội đổ vào cho đầy bình, đậy nút

lại lau sạch khô bên ngoài đem cân được trọng lượng P2 gam.

Bước 4: Tính kết quả

𝑃𝑜.𝐾 𝑃0+𝑃1−𝑃2

Trong đó K là hệ số quy về đất khô tuyệt đối.

2.3.4.4. Xác định dung tích hấp thu (CEC) của đất theo phương pháp

Aminoaxetat

Bước 1:

+ Chuẩn bị phễu mehlich: phễu + giấy lọc + bông thủy tinh + cát thạch anh.

+ Lấy 10g đất đã qua rây + 10g cát sạch trộn đều cho vào phễu mehlich đã

được chuẩn bị sẵn.

+ Dùng 100ml CH4COONH4 (pH = 7) chia làm 10 lần để bão hòa đất bằng

NH4

+ Rửa đất bằng cồn 96 độ (3 lần) 15ml x 3 lần = 45ml

Bước 2: Chuyển toàn bộ phễu và đất sang bình định mức 250ml rồi dung

250ml KCL 0.1N trao đổi (25ml x 10 lần) lên thể tích 250ml

Bước 3: Lấy 25ml dịch trao đổi trên + 10ml focmalin 20% trung tính + 5

giọt phenolphthalein rồi chuẩn độ bằng dung dịch NaOH 0,05 N tiêu chuẩn đến

màu hồng nhạt.

Bước 4: Tính kết quả

CEC = 100

CEC: dung tích trao đổi cation (mgđl/100g đất)

V: thể tích NaOH chuẩn độ (ml)

N: nồng độ NaOH chuẩn độ (0.05 N)

W: lượng đất cân (10g)

k: hệ số pha loãng (250/25=10)

2.3.4.5. Phân tích hàm lượng mùn trong đất theo phương pháp Tiurin

Bước 1: Cân 0,1g đất đã qua rây 0,25mm cho vào bình tam giác có thể tích

100ml, cho tiếp 10ml K2Cr2O7 (0,4N) lắc nhẹ cho dung dịch vào đất trộn đều

nhau và đậy phễu ngưng lạnh lên miệng bình tam giác.

Bước 2: Đặt trên bếp cách cát đun ở nhiệt độ 150-1700C để dung dịch

trong bình sôi nhẹ đúng 5 phút, nhấc xuống để nguội cho vào 1ml H3PO4 và 8

giọt chỉ thị màu phenylantranin (0,2%).

Bước 3: Dùng dung dịch muối Morh FeSO4(NH4)2SO4 6H2O (0,1N) chuẩn

độ lượng Kalibicromat dư thừa. Dung dịch chuyển từ tím mận sang xanh lá cây.

Bước 4: Tính kết quả

Mùn % = K

V1: là thể tích muối Morh (ml) dùng để chuẩn độ thí nghiệm đối chứng

(lấy thể tích K2Cr2O7 0,4N + 8 giọt chỉ thị màu phenylantranin (0,2%) lắc đều.

Dùng muối Mo chuẩn độ đến lúc dung dịch chuyển sang màu xanh.)

V2 : là thể tích muối Mo dùng để chuẩn độ thí nghiệm có đất.

N: là nồng độ muối mohr

C: số gam đất dùng để phân tích.

K: là hệ số quy về đất khô kiệt (K=1)

2.3.4.6. Đạm tổng số: Xác định theo phương pháp Dumas trên thiết bị phân tích

đa nguyên tố CNS TruSpec LECO USA. 2.3.1.9.

2.3.4.7. K2O5 tổng số: xác định theo phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử

(AAS). Công phá mẫu bằng hỗn hợp H2SO4 + HClO4.

2.3.4.8. Phân tích As tổng số trong đất và trong cây: Công phá mẫu ban đầu

bằng hỗn hợp HNO3 và HClO4. Khi thu được mẫu hòa tan tiến hành cô cạn. Hòa

tan cặn mẫu đó bằng 10 ml dung dịch HCl 30%. Lên thể tích định mức 50 ml.

Hút lấy 10 ml dịch lọc thu được cho thêm 2 – 5 ml HCl 30%. Sau đó đem đo trên

máy cực phổ 797 VA Computrace của hãng METROHM, Thụy Sỹ, điện cực

xuyến vàng xoay.

* Hàm lượng dinh dưỡng và chất hữu cơ trong đất so sánh theo TCVN

7373:2004 về chất lượng đất.Hàm lượng As trong đất được so sánh theo QCVN

03:2008/BTNMT.

2.3.5. Phương pháp xác định hệ số BF

Hệ số BF (Bioconcentration factor) được dùng để đánh giá khả năng hấp

thu As của dương xỉ ở những môi trường đất khác nhau. Đây là hệ số được tính

bằng tỷ lệ giữa hàm lượng As trong phần trên mặt đất của cây so với hàm lượng

As trong môi trường nơi cây mọc. Hàm lượng As được tính theo khối lượng khô.

Trong đó, nếu BF > 1, loài thực vật đó thuộc dòng “thực vật tích tụ”, nếu

BF <1, loài thực vật đó thuộc dòng ngăn chặn và nếu BF >10, loài thực vật đó

được xếp vào dòng “siêu tích tụ”.

Theo Reeves và Baker (2006), các loài thực vật siêu tích lũy là những thực

vật có chứa hơn 0,1% các nguyên tố như Ni, Co, Cu, Cr, As, Pb hoặc 1% Zn

trong thân của chúng ở trọng lượng khô, không phụ thuộc vào hàm lượng kim

loại ở trong đất.

2.3.6. Phương pháp phân tích và xử lí số liệu

Các kết quả nghiên cứu được tổng hợp và xử lý theo các phương pháp

thống kê toán học bao gồm: phương pháp thống kê mô tả, giá trị trung bình, phân

tích phương sai, độ lệch chuẩn, sai số trung bình

Các số liệu về trung bình cộng, độ lệch chuẩn được xử lý trên chương trình

excel 5.0.

Chương 3

KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN

3.1. Tính chất đất ô nhiễm ở khu vực thí nghiệm

3.1.1. Tính chất lí học

Tính chất vật lý của đất được phân tích qua các chỉ tiêu về độ ẩm đất, tỷ

trọng và thành phần cơ giới đất.

Độ ẩm của đất còn gọi là ẩm dung của đất, là khả năng chứa nước của đất

và tính bằng % so với khối lượng đất khô tuyệt đối. Trong độ ẩm của đất, trạng

thái nước và hàm lượng nước được quyết định bởi cấu trúc của đất, thành phần

cơ giới, chất hữu cơ và mùn của đất.Đất giàu mùn, hàm lượng sét cao, kết cấu

tốt thì có khả năng giữ nước tốt.

Nước tham gia vào các quá trình phát sinh và phát triển trong đất, là một

trong những điều kiện cơ bản nhất của sinh trưởng và phát triển của cây trồng.

Do đó độ ẩm còn là một trong những chỉ tiêu đánh giá độ phì nhiêu của đất.

Nước có liên quan đến một loạt các tính chất của đất như quá trình phong hoá

đá, hoà tan chất dinh dưỡng, quá trình xói mòn và rửa trôi, chế độ không khí và

nhiệt độ đất, hoạt động của vi sinh vật đất và cả các tính chất cơ lý khác như tính

dính, tính dẻo, tính trương co…

Độ ẩm của đất thể hiện khả năng hút ẩm của môi trường đất, được biểu thị

bằng % lượng nước trong môi trường đất so với trọng lượng đất. Có hai loại độ

ẩm: độ ẩm tuyệt đối và độ ẩm tương đối tùy theo mẫu số là trọng lượng của đất

khô kiệt hoặc của đất nguyên trạng. Độ ẩm này chính là dạng nước hấp phụ. Trạng

thái hấp phụ của nước được hình thành do hấp phụ vật lý giữa các pha rắn với phân

tử nước. Nhờ tính lưỡng cực của phân tử nước mà chúng có khả năng hấp phụ. Kết

quả phân tích độ ẩm của đất tại khu vực thí nghiệm thu được:

- Độ ẩm tuyệt đối: 41,25%

- Độ ẩm tương đối: 29,12%

Quá trình phong hóa đá mẹ hình thành đất đã tạo ra nhiều cấp hạt có

kích thước khác nhau gọi là cấu tử của đất.Tỷ lệ tương đối (%) các cấp hạt

khác nhau trong đất được gọi là thành phần cơ giới đất. Tùy theo tỷ lệ đó

mà đất được đặt tên theo thành phần cơ giới như đất cát, đất thịt, đất sét…

Môi trường đất sẽ thay đổi tính chất vật lý của nó theo tỷ lệ cấp hạt. Thành

phần cơ giới là một chỉ tiêu quan trọng, lại hầu như không thay đổi nên

được coi là một đặc tính cơ bản của đất.

Tỷ trọng của đất được tính bằng khối lượng của một đơn vị thể tích

những hạt đất khô kiệt xếp xít chặt với nhau. Tỷ trọng của đất được quyết

định chủ yếu bằng các khoáng nguyên sinh, thứ sinh và những chất hữu cơ

trong đất.Vì tỷ lệ chất hữu cơ trong đất không lớn nên thực tế tỷ trọng của

đất phụ thuộc vào thành phần khoáng vật là chủ yếu.Đất càng nhỏ mịn, tỷ

trọng càng lớn và nếu trong đất càng có nhiều chất hữu cơ và mùn thì tỷ

trọng sẽ càng nhỏ.Kết quả phân tích thành phần cơ giới đất ở khu vực nghiên

cứu như bảng 3.1.

Bảng 3.1. Tỷ trọng và thành phần cơ giới đất ô nhiễm

Tỷ trọng Cát Sét Bụi Phân loại đất

(gam/cm3) (%) (%) (%) theo Ôkhôtin

2,85 33,50 10,00 54,80 Đất thịt nhẹ

Dựa vào tỷ lệ sét để phân loại đất theo Ôkhôtin thì các đất ở khu vực thí

nghiệm là đất thịt nhẹ.

3.1.2. Tính chất hóa học

Hoạt động khai thác thiếc trong quá trình tuyển quặng đã có tác động xấu

đến độ pH, hàm lượng chất hữu cơ trong đất, đất nghèo mùn. Kết quả phân tích

các chỉ tiêu thu được như sau:

Bảng 3.2. Thành phần hóa học đất ô nhiễm

N K2O Dung tích hấp thu (CEC) pH Hàm lượng As P2O5 (%) Mùn (%) (%) (%)

(mgđl/100g đất) (mg/kg)

4,60 0,05 0,13 0,37 34 1,59 14,05

Giá trị pH của đất ở khu vực xã Hà Thượng, huyện Đại Từ tương đối thấp

có thể do trong quy trình sản xuất đã sử dụng axit để phá vỡ cấu trúc đất nhằm

thu hồi quặng, hay do có hiện tượng xuất hiện “dòng axit” được tạo thành do quá

trình oxi hóa các quặng sunphua gây ra. Khu vực đất thí nghiệm có hàm lượng

mùn thấp (1,59%). Tuy nhiên, khu vực này đất ô nhiễm đã được cải tạo một phần

bằng biện pháp sử dụng thực vật.Mặt khác đây cũng là khu vực còn có thực vật

che phủ nên cũng là nguyên nhân tạo nên mùn trong đất.

Theo tiêu chuẩn TCVN 7373: 2004 về chất lượng đất Việt Nam thì khu

vực đất nghiên cứu đều có hàm lượng N, P2O5 và K2O thấp. Hàm lượng As

trong đất (14,05 mg/kg đất) thấp hơn so với kết quả nghiên cứu của Đặng Thị

An, Chu Thị Hà (2009) [2] nhưng vẫn vượt giới hạn tối đa cho phép đối với đất

nông nghiệp theo QCVN 03:2008.

3.1.3. Tính chất sinh học

Hiện nay, vấn đề ô nhiễm kim loại nặng đã và đang xảy ra ở Việt Nam

và nhiều quốc gia trên thế giới. Nguy cơ con người phải đối mặt với loại ô

nhiễm này đã rõ và một số loài thực vật có thể đóng vai trò tích cực trong xử

lý đã được biết đến. Đối chiếu với danh lục các loài thực vật có khả năng xử

lý Pb, Cd, As và Zn có thể bắt gặp ở Việt Nam chúng tôi thống kê được 16

loài thực vật được trình bày trong bảng .

Bảng 3.3. Các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng bắt gặp

ởkhu vực đất ô nhiễm do khai thác thiếc tại xã Hà Thượng,

huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên

Kim Tên tiếng STT Tên khoa học Họ loại Việt

Dáng chò 1 Pityrogramma calomelanos L. Aidianthaceae As chanh

Altermantherasessilis (L.) 2 Rau dệu Amaranthaceae Pb, Cd A.DC

3 Colocasiaesculenta (L.) Schott Khoai nước Araceae Pb

4 Ageratum conyzoides L. Cứt lợn Asteraceae Pb

Stevia rebaudiana Bertoni 5 Cỏ mật Asteraceae (Hem-shi)

6 Eclipta alba Hassk Nhọ nồi Asteraceae Pb

7 Tradescantia pallida Thài lài Commelinaceae

8 Kyllinga mojnocephala Rottb Cỏ bạc đầu Cyperaceae

Equisetum ramosissimum Cỏ tháp bút

9 Desf. Subsp. Debile (Roxb. Ex trườn, mộc Equisetaceae Pb

Vaucher) Hauke tặc

10 Vetiveria zizanioides L. Cỏ Vetiver Graminae Pb, As

Phragmites autralis (Cav.) 11 Sậy Poaceae Trin. Ex. Steud.

12 Cynodon dactylon ((L.) Pers.) Cỏ gà Poaceae Pb

13 Echinochloa crusgalli L. Cỏ lồng vực Poaceae Pb

14 Eleusine indica (L.) Gaertn. Cỏ mần trầu Poaceae Pb

Pb, Cd, 15 Polygonum hydropiper L. Nghể răm Polygonaceae Zn

Ráng sẹo gà 16 Pteris vittata L. Pteridaceae As dải

Kết quả nghiên cứu cho thấy, thực vật phân bố tại khu vực nghiên cứu chủ

yếu là các loài cỏ thích nghi trong môi trường đất có pH thấp, nghèo dinh dưỡng

và hàm lượng kim loại nặng cao.

3.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của P lên khả năng chống chịu và tích lũy As

của 2 loài dương xỉ

3.2.1. Ảnh hưởng của P đến khả năng ra lá

Sau khi bón phân theo các công thức cả loài dương xỉ đều sinh trưởng tốt.

Số lá của 2 loài dương xỉ ở các công thức khác nhau được đếm và tính trung

bình.Kết quả số lá của cây được chỉ ra trên bảng 3.4.

Bảng 3.4. Ảnh hưởng của P đến khả năng ra lá

Số lá /cây

Pityrogramma Công thức Pteris vittata Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) calomelanos

P1(đối chứng) 5,02 ± 1,12 3,50 ± 2,10 20 : 0 : 15

P2 13,00 ± 1,20 7,24 ± 1,03 20 : 40 : 15

P3 16,35 ± 1,50 9,31 ± 1,17 20 : 80 : 15

P4 20,18 ± 1,06 13,41 ± 0,98 20 : 120 : 15

P5 27,98 ± 1,52 17,23 ± 1,15 20 : 160 : 15

Kết quả cho thấy, bổ sung phân bón theo công thức P5, dương xỉ Pteris

vittata có khả năng sinh trưởng tốt nhất (đạt 27,98lá/cây), sau đó đến công thức

P4, P3, P2Với loài dương xỉ Pityrogramma calomelanos, bổ sung P cũng có tác

động tích cực lên khả năng ra lá của cây. Bổ sung phân bón theo công thức P5,

lá cây dương xỉ Pityrogramma calomelanos có khả năng sinh trưởng tốt nhất (đạt

17,23lá/cây), cao hơn tất cả các công thức khác.Dương xỉ Pteris vittata sinh

trưởng tốt hơn dương xỉ Pityrogramma calomelanos.

So sánh với kết quả nghiên cứu của Chen Tongbin [30], ông cho rằng khi

bổ sung P với nồng độ thích hợp sẽ ảnh hưởng tới số lượng lá/cây. Tuy nhiên,

lượng As tích lũy trong lá già sẽ cao hơn trong các lá non.

3.2.2. Ảnh hưởng của P đến chiều cao trung bình của cây

Sau 4 tháng trồng trên đất ô nhiễm bổ sung P với các nồng độ khác nhau

nhận thấy cây thí nghiệm vẫn có sự sinh trưởng tốt về chiều cao. Kết quả thí

nghiệm như sau:

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây

Chiều cao cây (cm) Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos

P1(đối chứng) 20 : 0 : 15 33,01 ± 1,35 28,02 ± 1,65

P2 20 : 40 : 15 40,13 ± 1,55 35,45 ± 1,73

P3 20 : 80 : 15 50,05 ± 0,90 41,15 ± 1,15

P4 20 : 120 : 15 62,41 ± 1,50 54,47 ± 1,60

P5 20 : 160 : 15 75,32 ± 1,20 62,52 ± 0,96

Kết quả nghiên cứu cho thấy khi bổ sung P với hàm lượng như nhau vào

thí nghiệm,Pteris vittata sinh trưởng mạnh hơn về chiều cao so với cây

Pityrogramma calomelanos. Khi bổ sung hàm lượng P thích hợp thì cây sinh

trưởng tốt nhất. Với loài dương xỉ Pteris vittata ở công thức P5 cây sinh trưởng

tốt nhất đạt 75,32 cm. Với loài dương xỉ Pityrogramma calomelanos khi bổ

sung phân bón theo công thức P5 có tác động tích cực lên sự sinh trưởng của

cây. Khi bổ sung phân bón theo các công thức P2, P3, P4 nhận thấy chiều cao

cây đều có sự tăng lên đáng kể so với trồng trên đất không bổ sung P (đối

chứng).

Hình 3.1.Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây Pteris vittata

Hình 3.2. Ảnh hưởng của P đến chiều cao cây Pityrogramma calomelanos

Theo Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh [11], Pteris vittata khi

không bổ sung P vào thí nghiệm chiều cao cây chỉ đạt 30 cm, loài Pityrogramma

calomelanos đạt 28 cm.

Như vậy, hàm lượng P đã có sự ảnh hưởng đến sự tăng trưởng của các cây

về chiều cao mà ảnh hưởng nhiều nhất là bổ sung phân bón theo công thức

P5.Các hàm lượng P bổ sung vào thí nghiệm chưa nhận thấy cây bị ức chế sinh

trưởng.

3.2.3. Ảnh hưởng của P đến chiều dài rễ của cây

Photpho có vai trò quan trọng trong đời sống của cây: kích thích sự phát

triển của rễ, làm cho rễ cây đâm sâu,lan rộng nên cây ít đổ ngã, kích thích quá

trình đẻ nhánh, nảy chồi…Ở thực vật có mạch, rễ là một cơ quan thường nằm

dưới mặt đất (so sánh với thân).Chức năng chính của rễ là hấp thụ nước và muối

khoáng để nuôi cây, giữ cho cây ổn định và bám chặt vào đất. Vì vậy, rễ là cơ

quan chịu ảnh hưởng nhiều nhất bởi hàm lượng các chất trong đất, trực tiếp tham

gia hấp thụ kim loại nặng trong đất sau đó dẫn truyền lên cây.

Bảng 3.6. Ảnh hưởng của P đến chiều dài rễ

Chiều dài rễ (cm) Tỷ lệ phân bón Công thức Pityrogramma Pteris vittata (N : P2O5 : K2O) calomelanos

P1(đối chứng) 20 : 0 : 15 3,50 ± 1,30 2,70 ± 0,85

P2 20 : 40 : 15 7,02 ± 1,00 4,25 ± 1,25

P3 20 : 80 : 15 9,10 ± 0,86 6,37 ± 1,05

P4 20 : 120 : 15 13,18 ± 1,10 8,17 ± 0,75

P5 20 : 160 : 15 18,60 ± 0,95 14,30 ± 1,10

Kết quả bảng trên cho thấy, bổ sung phân bón theo các công thức P2, P3,

P4, P5 chiều dài rễ của loài dương xỉ Pteris vittata lần lượt như sau: 7,02 ± 1,00;

9,10 ± 0,86; 13,18 ± 1,10; 18,60 ± 0,95 cm. Như vậy, bổ sung P đã tác động tích

cực lên sự sinh trưởng về rễ của cây. Ở công thức thí nghiệm P5 cây sinh trưởng

tốt nhất, chiều dài rễ đạt 18,60 cm so với đối chứng chỉ đạt 3,50 cm. Đối với loài

dương xỉ Pityrogramma calomelanos chiều dài rễ cũng tăng đáng kể so với thí

nghiệm đối chứng không bổ sung P. Bổ sung phân bón theo công thức P5 rễ cây

sinh trưởng tốt nhất (đạt 14,30 cm). Cũng qua nghiên cứu nhận thấy, rễ cây

dương xỉ Pteris vittata tăng trưởng nhanh hơn so với Pityrogramma calomelanos

khi cùng sống trong môi trưởng ô nhiễm giống nhau và cùng bổ sung một lượng

P như nhau.

3.2.4. Ảnh hưởng của P đến sinh khối của cây

Sau khi kết thúc thí nghiệm, sinh khối ở phần trên mặt đất của cây ở các

công thức khác nhau được cân đo và tính trung bình. Kết quả được thể hiện ở

bảng sau:

Bảng 3.7. Ảnh hưởng của P đến sinh khối cây

Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Sinh khối khô cây trồng (gam/cây) Pteris vittata

P1(đối chứng) Pityrogramma calomelanos 0,9± 0,3 1,3 ± 0,5 20 : 0 : 15

1,7 ± 0,6 1,3 ± 0,4 P2 20 : 40 : 15

2,4 ± 0,2 1,9 ± 0,3 P3 20 : 80 : 15

3,2 ± 0,4 2,6 ± 0,5 P4 20 : 120 : 15

4,0 ± 0,1 3,2 ± 0,1 P5 20 : 160 : 15

Kết quả nghiên cứu cho thấy, sinh khối của cả hai loài dương xỉ đều tăng

dần cùng với hàm lượngphân bón bổ sung tang theo các công thức P2 – P5. Khi

bổ sung phân bón theo công thức P5 nhận thấy sinh khối của cây Pteris

vittata(đạt 4,0 mg/cây) gấp 1,25 lần so với Pityrogramma calomelanos (đạt 3,2

4.5

3.5

2.5

1.5

Pteris vittata

Pityrogramma calomelanos

) y â c / m a g ( g n ô r t y â c i ố h k h n i

0.5

Công thức

mg/cây).

Hình 3.3. Ảnh hưởng của P đến sinh khối của cây

Theo nghiên cứu của Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh, ở công

thức bổ sung thí nghiệm là 800 mg P/kg đất, cây dương xỉ Pteris vittata sinh

trưởng tốt nhất đạt 4,9 g sinh khối khô, sau đó đến các công thức có nồng độ P

bổ sung là 600, 400 và 200 mg/kg.Với loài dương xỉ Pityrogramma calomelanos

khi bổ sung P với nồng độ 400 mg/kg cây sinh trưởng tốt nhất đạt 5,6 g sinh khối

khô, nhưng khi tăng dần hàm lượng P từ 600 – 800 mg/kg thì sự tích lũy sinh

khối khô lại giảm dần [11].

3.2.5. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây và hệ số BF

3-). Khi tiến

As và P là hai nguyên tố có trạng thái oxy hóa và có phản ứng tương đối

3-) giống với photphat (PO4

giống nhau.Phản ứng của asenat (AsO4

hành bổ sung P vào đất, những ion photphat tan trong dung dịch đất và cạnh tranh

những vị trí hấp phụ trên các keo đất mà các ion asenat đang chiếm giữ. Lượng

As chiết rút từ đất sẽ tăng lên.

Hàm lượng As trong thân, lá (mg/kg)

Hàm lượng As trong rễ (mg/kg)

Bảng 3.8. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây

Pteris vittata

Pityrogramma calomelanos

Pteris vittata

Pityrogramma calomelanos

Công thức

3,89 ± 1,11

5,19 ± 1,67

3,49 ± 1,07

4,09 ± 0,85

P1(đối chứng)

4,87 ± 1,25

7,95 ± 1,45

4,00 ± 0,95

4,24 ± 1,21

7,99 ± 1,67

11,23 ± 1,89 7,08 ± 1,21

4,39 ± 0,98

13,88 ± 1,53

15,18 ± 2,01 8,11 ± 1,51

4,83 ± 1,35

16,20 ± 1,13

19,91 ± 1,78 11,30 ± 1,18

13,86 ± 1,66

Kết quả hấp thu As của Pteris vittata cho thấy, tại các công thức bổ sung

phân bón theo các công thức P2, P3, P4, P5 nhận thấy lượng tích lũy As trong

thân lần lượt là 4,87 ± 1,25;7,99 ± 1,67;13,88 ± 1,53;16,20 ± 1,13, tăng so với

đối chứnglần lượt là 0,98; 4,1; 9,99; 12,31 mg/kg tương ứng. Cũng tại các công

thức P2, P3, P4, P5, hàm lượng As tích lũy trong rễ tăng so với đối chứng là 0,51;

3,59; 4,62; 7,81 mg/kg tương ứng. Tại công thức P5, hàm lượng As tích lũy tăng

mạnh ở cả thân và rễ. Kết quả này cho thấy khả năng tích lũy As của cây chịu

tác động khi bổ sung P. Hàm lượng As tích lũy trong thân cao hơn so với hàm

lượng As trong rễ. Hiệu quả tích lũy As cao nhất khi bổ sung phân bón theo công

thức P5.

Theo Đặng Đình Kim, Lê Đức,Bùi Thị Kim Anh,khi bổ sung hàm lượng

As từ 300 ÷ 1500 mg/kg, nghiên cứu ảnh hưởng của P đến sự tích lũy As với

lượng P không quá 400 mg/kg thì lượng As tích lũy trong thân và rễ có sự thay

đổi nhưng không đáng kể. Ở thí nghiệm bổ sung 600 và 800 mg/kg, hàm lượng

As tích lũy trong cây tăng cao hơn so với các công thức bổ sung khác, tích lũy

trong thân 1479,0±57,6 và 1549±67,1 mg/kg; trong rễ tương ứng là 403,5 ± 28,1

y â c

g n o r t

Thân Pteris vittata

y ũ l

Rễ Pteris vittata

) g k / g m

(

Thân Pityrogramma calomelanos

h c í t s A g n ợ ư l

m à H

Rễ Pityrogramma calomelanos

160

40 120 80 Tỷ lệ phân bón P2O5

và 506,2±20,7 mg/kg [10].

Hình 3.4. Ảnh hưởng của P đến hàm lượng As tích lũy trong cây

Đối với loại dương xỉ Pityrogramma calomelanos khi bổ sung phân bón

theo các công thức P2, P3, P4 và P5 thì lượng As tích lũy trong thân là: 7,95 ±

1,45; 11,23 ± 1,89; 15,18 ± 2,01; 19,91 ± 1,78cao hơn so với đối chứng ( đạt 5,19

± 1,67). As tích lũy trong rễ lần lượt là4,24 ± 1,21; 4,39 ± 0,98; 4,83 ± 1,35;

13,86 ± 1,66. Hàm lượng As tích lũy trong thân và rễ tăng dần khi bổ sung P vào

thí nghiệm, tuy nhiên sự tích lũy As ở rễ tăng chậm và thấp hơn so với As tích

lũy trong thân, lá.

Kết quả nghiên cứu cũng chỉ ra rằng, khi bổ sung P thì dương xỉ

Pityrogramma calomelanos có khả năng hút As ở phần thân cao hơn nhiều so

với cây Pteris vittata. Ở công thức P5 lượng As tích lũy ở thân lá, rễ

Pityrogramma calomelanos cao hơn Pteris vittata lần lượt là: 3,71và 2,56mg/kg.

Vì P là nguyên tố được tái sử dụng trong cây nên chúng có thể chuyển từ cơ quan

già sang cơ quan non. Do vậy, hàm lượng P bổ sung vào thí nghiệm càng cao thì

cây vẫn có khả năng sinh trưởng và hút thu As tốt. Như vậy, để loại bỏ As ra

khỏi môi trường đất ô nhiễm, có thể trồng dương xỉ Pityrogramma calomelanos,

Pteris vittatavà thu hoạch thân lá bằng nhiều lứa cắt khác nhau.

Theo Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh khi nghiên cứu ảnh hưởng

của P đến khả năng tích lũy As của dương xỉ Pityrogramma calomelanos khi bổ

sung >600 mg/kg thì giảm sự tích lũy As, với lượng bổ sung từ 400 mg/kg đến

600 mg/kg thì kích thích khả năng tích lũy As của cây [11].

Theo Lương Thị Thúy Vân, khi nghiên cứu sinh trưởng và khả năng tích

lũy As của cỏ Vetiver trồng trên đất ô nhiễm do khai thác khoáng sản như sau:

Hàm lượng As chủ yếu tích lũy trong rễ chỉ một phần nhỏ được vận chuyển lên

thân lá. Ở giai đoạn 150 ngày, hàm lượng As trong rễ đạt 205,35 mg/kg trong

khi thân lá chỉ đạt 9,90 mg/kg. Tốc độ hút thu As ở giai đoạn 45 – 90 ngày cao

hơn giai đoạn sau. Theo dõi ở thời điểm từ 120 – 150 ngày, một bộ phận rễ cỏ

đã bị thối rữa do sinh trưởng trong điều kiện thiếu dinh dưỡng, trên nền đất ô

nhiễm, vì vậy As lại được giải phóng trở lại đất [16].

Chỉ số BF được tính bằng tỷ lệ giữa nồng độ kim loại nặng tích lũy ở phần

trên mặt đất của cây so với nồng độ kim loại nặng trong môi trường đất.Một

trong những ưu điểm của hai loài dương xỉ khi xử lý ô nhiễm là khả năng tích

lũy một lượng As ở phần trên mặt đất cao hơn nhiều so với phần rễ. Chỉ số BF

trong thí nghiệm này chịu ảnh hưởng rất lớn của hàm lượng P bổ sung vào thí

nghiệm.

Kết quả nghiên cứu như ở bảng 3.9 và hình 3.5 cho thấy, BF của cây Pteris

vittata và câyPityrogramma calomelanos dao động từ 0,31 - 1,20 và từ 0,38–

1,55, tương ứng khi bổ sung phân bón theo các công thức P2, P3, P4, P5. Hệ số

BF của cây Pteris vittata đạt cao nhất là 1,20 khi bổ sung phân bón theo công

thức P5 gấp 3,87 lần so với đối chứng. Thí nghiệm bổ sung phân bón theo công

thức P5 cho hệ số BF của cây Pityrogramma calomelanos cao nhất đạt 1,55 so

với đối chứng chỉ đạt 0,38. Vì thời gian trồng tương đối ngắn, ở hàm lượng P bổ

sung <120g, hệ số BF <1. Ở hàm lượng P bổ sung 120 – 160g, hệ số BF > 1,

thực vật thuộc dòng “thực vật tích tụ”. Kết quả này cũng khẳng định bổ sung P

với hàm lượng thích hợp sẽ cho khả năng tích lũy As cao nhất.

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của P đến hệ số tích lũy sinh học của cây

Loài cây

Công thức thí nghiệm P1 Hàm lượng As trong đất (mg/kg) 12,49 ± 1,05 Hàm lượng As trong thân (mg/kg) 3,89 ± 1,09 Hệ số BF 0,31

P2 12,67 ± 0,85 4,87 ± 2,01 0,38

P3 13,79 ± 0,98 7,99 ± 1,29 0,58 Pteris vittata

P4 13,95 ± 1,11 13,88 ± 2,05 1,02

P5 13,55 ± 1,34 16,20 ± 1,98 1,20

P1 13,49 ± 1,00 5,19 ± 1,78 0,38

P2 14,03 ± 0,86 7,95 ± 1,97 0,57

P3 13,99± 0,95 11,23 ± 1,13 0,80 Pityrogramma calomelanos P4 12,96 ± 1,16 15,18± 1,25 1,17

P5 12,87 ± 1,31 19,91± 1,65 1,55

1.8

1.6

1.4

1.2

BF Pteris vittata

y â c a ủ c c ọ h h n i s

0.8

0.6

y ũ l h c í t

BF Pityrogramma calomelanos

0.4

ố s ệ H

0.2

P3 Công thức

Hình 3.5. Ảnh hưởng của P bổ sung lên chỉ số tích lũy sinh học của cây

Theo nghiên cứu của Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh, khi bổ

sung P với hàm lượng 600 mg/kg cho hệ số BF của cây Pteris vittata cao nhất

đạt 9,7 và hệ số BF giảm khi bổ sung P vượt quá 600 mg/kg. Đối với dương xỉ

Pityrogramma calomelanos cao nhất đạt 5,16 khi bổ sung P với hàm lượng 800

mg/kg, và hệ số BF tăng dần khi bổ sung P với hàm lượng tăng từ 200 – 600

mg/kg [11].

3.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của N lên khả năng chống chịu và tích lũy As

của 2 loài dương xỉ

3.3.1. Ảnh hưởng của N đến khả năng ra lá

Nitơ có vai trò thúc đẩy quá trình tăng trưởng của cây, làm cho cây ra

nhiều nhánh, phân cành, ra lá nhiều, lá có kích thước to, màu xanh, lá quang hợp

mạnh do đó làm tăng năng suất cây. Bổ sung N vào thí nghiệm thu được kết quả

được thể hiện trong bảng 3.10.

Bảng 3.10. Ảnh hưởng của N đến khả năng ra lá

Số lá /cây

Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos

N1 (Đối chứng) 0:20:15 8,04 ± 1,00 6,12 ± 1,15

N2 20:20:15 15,31 ± 1,25 10,31 ± 0,85

N3 40:20:15 21,13 ± 0,95 17,22 ± 1,05

N4 60:20:15 28,25 ± 0,85 25,13 ± 0,75

N5 80:20:15 35,14 ± 1,35 29,10 ± 0,95

Kết quả cho thấy, khi bổ sung phân bón theo công thức N5 lá cây dương

xỉPteris vittata có khả năng sinh trưởng tốt nhất (đạt 35,14 lá/cây), sau đó đến

công thức bổ sung phân bón theo các công thức N4, N3, N2. Với loài dương xỉ

Pityrogramma calomelanos, bổ sung phân bón theo công thức P5 cây sinh trưởng

tốt nhất (đạt 29,10 lá/cây). So vớikhi bổ sung phân bón theo công thức P5 (đạt 9

lá/cây) nhận thấy bổ sung N tác động tích cực hơn đến khả năng ra lá của cây.

3.3.2. Ảnh hưởng của N đến chiều cao trung bình của cây

Nitơ có vai trò quan trọng thúc đẩy sự sinh trưởng của cây.Tuy nhiên, nếu

bón quá nhiều Nitơ làm cho cây phát triển về chiều cao, thân yếu, dễ bị đổ và dễ

bị nhiễm bệnh.Khi nghiên cứu ảnh hưởng của N đến chiều cao trung bình của

cây, thu được kết quả như sau:

Bảng 3.11. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây

Chiều cao cây (cm)

Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos

N1 (Đối chứng) 0:20:15 35,12 ± 1,24 30,01 ± 1,32

N2 20:20:15 43,01 ± 1,00 35,05 ± 0,85

N3 40:20:15 55,23 ± 1,40 43,22 ± 1,05

N4 60:20:15 67,56 ± 0,90 59,30 ± 0,95

N5 80:20:15 79,55 ± 0,85 66,50 ± 1,15

Kết quả thu được cho thấy, khi bổ sung phân bón theo các công thức N2,

N3, N4, N5 nhận thấy chiều cao cây tăng dần. Đối với dương xỉ Pteris vittata

các chỉ số thu được tương ứng lần lượt là 43,01 ± 1,00; 55,23 ± 1,40; 67,56 ±

0,90; 79,55 ± 0,85 tăng so với đối chứng 7,98; 20,11; 32,44; 44,43 mg/kg tương

ứng. Đối với loài dương xỉ Pityrogramma calomelanos sự tăng trưởng về chiều

cao cây thấp hơn so với dương xỉ Pteris vittata khi bổ sung cùng một lượng N

vào thí nghiệm. Ở công thức bổ sung phân bón theo công thức N5 chiều cao cây

lớn nhất đạt 66,50 ± 1,15 cm. Qua nghiên cứu, cho thấy Pteris vittata và dương

xỉ Pityrogramma calomelanos đạt tăng trưởng cao nhất về chiều cao với công

thức N5.Với hàm lượng N bổ sung vào thí nghiệm, chưa ghi nhận được trường

hợp nào cây chết, hay ức chế sự sinh trưởng chiều cao của cây.

Hình 3.6. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây Pteris vittata

Hình 3.7. Ảnh hưởng của N đến chiều cao cây Pityrogramma calomelanos

3.3.3. Ảnh hưởng của N đến chiều dài rễ của cây

Kết quả nghiên cứu cho thấy, sự tăng trưởng của hai loài dương xỉ về chiều

dài của rễ tăng tỷ lệ thuận với hàm lượng N bổ sung vào thí nghiệm.

Khi bổ sung phân bón theo công thức N5, cây sinh trưởng tốt nhất, chiều

dài rễ cây Pteris vittata đạt 15,25 ± 0,98 cm, cây Pityrogramma calomelanos đạt

10,45 ± 1,05 cm cao hơn so với đối chứng lần lượt là 12 cm và 8,15 cm.

Bảng 3.12. Ảnh hưởng của N đến chiều dài của rễ cây

Chiều dài rễ cây (cm)

Công thức Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos

N1 (Đối chứng) 0:20:15 3,25 ± 1,10 2,30 ± 0,94

N2 20:20:15 6,69 ± 1,05 3,90 ± 0,85

N3 40:20:15 8,12 ± 1,42 5,80 ± 1,18

N4 60:20:15 11,20 ± 0,96 7,20 ± 1,02

N5 80:20:15 15,25 ± 0,98 10,45 ± 1,05

3.3.4. Ảnh hưởng của N đến sinh khối của cây

Kết quả xác định sinh khối khô ở phần trên mặt đất của cây sau khi kết

thúc thí nghiệm ở các công thức bổ sung N được thể hiện trên hình 3.8.

Với công thức thí nghiệm bổ sung phân bón theo công thức N5 thì cả hai

loại dương xỉ có khả năng sinh trưởng phát triển tốt nhất. Ở cây dương xỉ Pteris

vittata sinh khối khô đạt 4,70 ± 0,5g/cây, sau đó đến 3,71±0,45; 2,90±0,32;

2,03±0,15tương ứng với các công thức N4, N3, N2. Dương xỉPityrogramma

calomelanos ở thí nghiệm không bổ sung N sinh khối cây chỉ đạt 1,10±0,21g/cây

(đối chứng). Ở các thí nghiệm bổ sung phân bón theo các công thức N2, N3, N4,

N5, sinh khối khô của cây lần lượt là 1,70 ±0,22; 2,41 ±0,11; 3,13 ±0,42; 4,08 ±0,21

g/cây.

Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy, khi bổ sung N vào thí nghiệm các chỉ

số về sinh trưởng, phát triển, sinh khối của cây lớn hơn khi bổ sung P. Dương xỉ

Pteris vittatađạt các chỉ số về số lá/cây, chiều cao thân, chiều dài rễ và sinh khối

cao hơn Pityrogramma calomelanos.

)

m a g (

y â c

Pteris vittata

Pityrogramm a calomelanos

a ủ c i ố h k h n

i

S

5 4.5 4 3.5 3 2.5 2 1.5 1 0.5 0

20 60

80 40 0 Hàm lượng N bổ sung vào thí nghiệm

Hình 3.8. Ảnh hưởng của N đến sinh khối của cây

Khi nghiên cứu ảnh hưởng của N đến sự tăng sinh khối phần trên mặt đất

của hai loại dương xỉ, Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh bổ sung vào

thí nghiệm các hàm lượng N lần lượt là 100, 200, 300, 400, 500 mg/kg. Kết quả

thu được ở loài Pteris vittata có sự tăng sinh khối khi bổ sung từ 100 – 200mg

N/kg và sinh khối khô cao nhất đạt 5,5 ở công thức bổ sung 200mg N/kg. Tuy

vậy, khi bổ sung N > 200mg thì sinh khối giảm dần. Đối với loài Pityrogramma

calomelanos sinh khối tăng dần khi bổ sung N với hàm lượng từ 100 – 300

mg/kg. Đặc biệt, khi bổ sung 300mg N/kg, cây sinh trưởng tốt nhất. Cụ thể sinh

khối khô thu được là 4,2 gấp 1,6 lần so với đối chứng. Khi bổ sung N > 300mg/kg

sinh khối của cây có xu hướng giảm dần [11].

3.3.5. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây và hệ số BF

Sau 4 tháng thí nghiệm, kết quả về sự tăng trưởng cũng như hấp thụ As

của hai loài dương xỉ ở các công thức bổ sung N khác nhau đã được đánh giá.

Cũng giống với thí nghiệm bổ sung P, ở tất cả các nồng độ N bổ sung, cây vẫn

sống được nhưng khả năng tích lũy As thì khác nhau. Kết quả về khả năng tích

lũy As của hai loài dương xỉ ở các nồng độ N khác nhau được trình bày như bảng

3.13 và hình 3.9:

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây

Hàm lượng As trong thân, lá Hàm lượng As trong rễ

(mg/kg) (mg/kg)

Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Pteris vittata Pityrogramma calomelanos

0:20:15 3,80 ± 0,10 4,00 ± 0,14 1,50 ± 0,41 2,01 ± 0,15

20:20:15 4,60 ± 0,22 4,30 ± 0,18 2,22 ± 0,34 2,99 ± 0,17

40:20:15 5,32 ± 0,23 6,23 ± 0,11 4,70 ± 0,25 4,15 ± 0,21

60:20:15 6,29 ± 0,31 8,20 ± 0,26 5,88 ± 0,34 4,89 ± 0,15

80:20:15 7,80 ± 0,43 9,43 ± 0,32 7,25 ± 0,41 6,57 ± 0,23

Kết quả thu được cho thấy, lượng As tích lũy trong thân cây Pteris vittata

cao nhất đạt 7,80 ± 0,43mg/kg ở công thức bổ sung phân bón theo công thức N5.

Lượng As tích lũy trong thân ở các công thức N2,N3, N4 tương ứng là 4,60 ±

0,22; 5,32 ± 0,23; 6,29 ± 0,31mg/kg vẫn cao hơn đối chứng lần lượt là: 0,8; 1,52;

2,49; 4,0 mg/kg. Lượng As tích lũy trong rễ cũng cao nhất (đạt 7,25 ± 0,41mg/kg)

ở công thức N5.

Kết quả nghiên cứu khả năng tích lũy As của cây Pityrogramma

calomelanos thể hiện hình trên cho thấy, lượng As tích lũy trong thân ở các công

thức N2, N3, N4, N5 lần lượt là 4,30± 0,18; 6,23± 0,11; 8,20± 0,26; 9,43 ± 0,32

mg/kg, tăng so với đối chứng tương ứng là 0,3; 2,23; 4,2; 5,43 mg/kg. Kết quả

thu được tương tự như với lượng As tích lũy trong rễ. Lượng As tích lũy cao nhất

trong rễ vẫn là bổ sung phân bón theo công thức N5. Tuy nhiên, hàm lượng As

tích lũy trong rễ ít hơn so với lượng As tích lũy trong thân cây. Nhìn chung, theo

kết quả thu được thì khả năng tích lũy As của cây Pityrogramma calomelanos

cao hơn cây Pteris vittata ở các hàm lượng bổ sung N khác nhau.

Thân Pteris vittata

y â c g n o r t

y ũ

Rễ Pteris vittata

) g k / g m

(

h c í t s A g n ợ ư

Thân Pityrogramma calomelanos

m à H

Rễ Pityrogramma calomelanos

Hàm lượng N bổ sung vào thí nghiệm

Hình 3.9. Ảnh hưởng của N đến hàm lượng As tích lũy trong cây

Như vậy, hàm lượng As tích lũy trong thân, lá cao hơn trong rễ. Tuy nhiên

khả năng tích lũy thấp hơn so với khi bổ sung P vào thí nghiệm. Điều đó cho

thấy, tác động của P lên khả năng tích lũy As của cây hiệu quả cao hơn N.

Theo kết quả nghiên cứu của Đặng Đình Kim, Lê Đức Bùi Thị Kim Anh

về ảnh hưởng của N đến khả năng tích lũy As của hai loài dương xỉ. Đối với cây,

Pityrogramma calomelanos, lượng As tích lũy cao nhất trong thân ở công thức

bổ sung 300mg N/kg. Lượng As tích lũy trong thân bắt đầu giảm mạnh ở công

thức bổ sung N là 400mg/kg. Tại công thức này, hàm lượng As trong thân giảm

nhưng trong rễ vẫn tăng. Tuy vậy, hàm lượng As trong rễ tăng ít hơn so với hàm

lượng As giảm trong thân. Đối vớidương xỉ Pteris vittata, lượng As tích lũy cao

nhất trong thân (đạt 1694±79,8 mg/kg) và cao nhất ở rễ với công thức bổ sung 100

mg N/kg và sự tích lũy giảm dần theo sự tăng của lượng N bổ sung. Hệ số BF cao

nhất là 5,65 ở công thức bổ sung N là 100 mg/kg đối với Pteris vittata, còn ở cây

Pityrogramma calomelanos BF cao nhất là 11 ở công thức lượng N bổ sung là 300

mg/kg và hàm lượng As trong đất là 300 ÷ 1500mg/kg.

Bảng 3.14. Ảnh hưởng của N đến hệ số tích lũy sinh học

Loài cây Hàm lượng As trong đất (mg/kg) Hệ số BF Tỷ lệ phân bón (N : P2O5 : K2O) Hàm lượng As trong thân (mg/kg)

0:20:15 13,05± 1,01 3,80 ± 0,10 0,29

20:20:15 13,87 ± 0,84 4,60 ± 0,22 0,33

Pteris vittata 40:20:15 12,79 ± 0,68 5,32 ± 0,23 0,42

60:20:15 14,15 ± 1,03 6,89 ± 0,31 0,49

80:20:15 13,59 ± 1,24 7,80 ± 0,43 0,57

0:20:15 12,97 ± 1,11 4,00 ± 0,14 0,30

20:20:15 13,77 ± 0,75 4,30 ± 0,18 0,31

40:20:15 14,68 ± 0,79 6,23 ± 0,11 0,42 Pityrogramma calomelanos 60:20:15 13,94 ± 1,12 8,20 ± 0,26 0,59

0.7

0.6

0.5

y â c a ủ c c ọ h

0.4

BF Pteris vittata

h n i s

0.3

y ũ l

h c í t

0.2

BF Pityrogramma calomelanos

0.1

ố s ệ H

0 40 Hàm lượng N bổ sung vào thí nghiệm

80:20:15 14,50 ± 1,05 9,43 ± 0,32 0,65

Hình 3.10. Ảnh hưởng của N bổ sung lên chỉ số tích lũy sinh học của cây

Kết quả chỉ ra trên hình cho thấy, BF cao nhất là 0,65ở công thức N5 đối

với cây Pityrogramma calomelanos. Chỉ số BF của cây dao động từ 0,30 -0,65

Ptương ứng các công thức bổ sung N lần lượt là 20, 40, 60, 80 mg/kg. Đối với

cây Pteris vittatahệ số BF thấp hơn0,31; 0,42; 0,59; 0,65tương ứng với các công

thức N2, N3, N4, N5 so với đối chứng chỉ đạt 0,30. Như vậy, ở các công thức bổ

sung N với hàm lượng khác nhau hàm lượng As vận chuyển lên thân cây cũng rất

khác nhau. Ở cây Pityrogramma calomelanos khả năng vận chuyển As lên thân cây

cao hơn so với cây Pteris vittata khi ở cùng nồng độ ô nhiễm As trong đất. BF <1

ở tất cả các công thức, như vậy bổ sung N khả năng hấp thu As của cây tương đối

chậm.

Bổ sung N vào thí nghiệm nhận thấy các chỉ số về sinh trưởng, phát triển,

sinh khối của cây cao hơn so với bổ sung P. Tuy nhiên, ảnh hưởng của P đến khả

năng tích lũy As trong thân, lá và rễ của cây cao hơn rất nhiều so với khi bổ sung

N. Như vậy, có thể thấy rằng P đã làm tăng tính linh động của As trong đất ô

nhiễm. Hàm lượng As tích lũy trong thân, lá cao hơn trong rễ nhiều lần. Vì vậy,

khi dùng hai loài dương xỉ này để xử lí đất ô nhiễm, có thể trồng một lần sau đó

thu hoạch thân lá bằng các lứa cắt khác nhau và tiết kiệm thời gian trồng lại từ

đầu, nhanh chóng loại bỏ được kim loại trong đất ô nhiễm.

KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ

1. Kết luận

1.1.Tính chất đất thí nghiệm: Đất ô nhiễm ở khu vực thí nghiệm có thành phần

cơ giới nhẹ và được phân loại thành đất thịt nhẹ. Đất có pH thấp, nghèo dinh

dưỡng, hàm lượng N, P2O5, K2O tổng số, hàm lượng mùn ở mức thấp, As vượt

quá giới hạn tối đa cho phép đối với đất nông nghiệp. Khả năng dự trữ chất dinh

dưỡng ở mức trung bình do dung tích hấp thu (CEC) đất có kết quả lớn hơn 10

mgđl/100 gam đất.

1.2.Khả năng chống chịu của cây

- Các chỉ số về sinh trưởng, phát triển của cây tăng tỷ lệ thuận với hàm

lượng P bổ sung vào thí nghiệm. Dương xỉPteris vittatađều đạt các chỉ số cao

hơn Pityrogramma calomelanos. Các chỉ tiêu đều đạt cao nhất khi bổ sung phân

bón theo công thức P5.

- Các chỉ số về sinh trưởng, phát triển của cây tăng tỷ lệ thuận với hàm

lượng N bổ sung vào thí nghiệm. Dương xỉPteris vittatađều đạt các chỉ số cao hơn

Pityrogramma calomelanos. Các chỉ tiêu đều đạt cao nhất khi bổ sung phân bón theo

công thức N5.

- Bổ sung N cây đạt các chỉ số về sinh trưởng, phát triển và sinh khối lớn

hơn bổ sung P.

- Các hàm lượng P, N bổ sung chưa nhận thấy sự ức chế sinh trưởng, phát

triển của cây.

1.3.Khả năng tích lũy As trong cây

- Hàm lượng As tích lũy trong cây tỷ lệ thuận với hàm lượng P bón vào

đất, đạt cao nhất khi bổ sung phân bón theo công thức P5.

- Hàm lượng As tích lũy trong cây tỷ lệ thuận với hàm lượng N bón vào

đất, đạt cao nhất khi bổ sung phân bón theo công thức N5.

- Khả năng tích lũy As của 2 loài dương xỉ khi bổ sung N thấp hơn khi bổ

sung P.

- Hàm lượng As tích lũy trong cây Pityrogramma calomelanos cao

hơnPteris vittata.

- Hàm lượng As tích lũy trong thân, lá cao hơn hàm lượng As tích lũy trong

rễ.

- Công thức bổ sung hàm lượng P>120g có hệ số BF > 1,cây thuộc dòng

tích tụ.

2. Đề nghị

- Tiếp tục theo dõi các giai đoạn sinh trưởng tiếp theo của 2 loài dương xỉ

Pteris vittata, Pityrogramma calomelanos;nghiên cứu hàm lượng P, N thích hợp

nhất cho sự sinh trưởng phát triển và tích lũy As của cây.

- Cần phân tích hàm lượng As linh động trong đất khi bổ sung các hàm

lượng P, N để có kết quả chính xác hơn về khả năng hấp thu As của thân, lá và

rễ của hai loài dương xỉ.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

TIẾNG VIỆT

1. Đặng Thị An, Chu Thị Thu Hà (2005), “Sự ảnh hưởng của kim loại trong đất và

thời gian phơi nhiễm lên sự tích tụ kim loại ở một số cây rau”, Những vấn đề

nghiên cứu cơ bản trong khoa học sự sống. Nxb Khoa học kỹ thuật, tr.361-364.

2. Đặng Thị An, Chu Thị Thu Hà (2009), “ Đất bị nhiễm As ở Đại Từ, Thái Nguyên”,

Tạp chí khoa học đất, số 31/2009, tr.88-90.

3. Bùi Thị Kim Anh, Trần Văn Tựa, Đặng Đình Kim, Lê Đức (2010, “Khả năng xử

lý ô nhiễm As trong đất của dương xỉ mọc tại Thái Nguyên”, Tạp chí môi trường,

Bộ KH&CN Môi trường, 9, tr.50-53.

4. Trần Tuấn Anh (2011), “Nghiên cứu thành phần đi kèm trong các khoáng tụ

kim loại cơ bản và kim loại quý hiếm có triển vọng ở miền Bắc Việt Nam

nhằm nâng cao hiệu quả khai thác chế biến khoáng sản và bảo vệ môi

trường”, Hội nghị tổng kết chương trình khoa học công nghệ phục vụ phòng

tránh thiên tai, bảo vệ môi trường và sử dụng hợp lí tài nguyên thiên nhiên,

Nxb Khoa học tự nhiên và công nghệ, tr. 229-240.

5. Đặng Văn Bát và cs (2005), “Môi trường khai thác khoáng sản ở việt Nam”,

Báo cáo tại Hội nghị Môi trường toàn quốc, Hà Nội.

6. Nguyễn Văn Bình, Nguyễn Đức Qúy, Vũ Minh Quân, Lê Quang Thành

(2000), “Sự phân bố và phát tán kim loại nặng trong đất và nước khu vực

mỏ thiếc Sơn Dương”, Tạp chí các khoa học về trái đất, 22(2), tr.134-139.

7. Lê Thanh Bồn (2006), “Giáo trình thổ nhưỡng học”, NXB Nông Nghiệp.

8. Công ty khoáng sản Tiberon (2004),Báo cáo ĐTM Dự án Núi Pháo, Đại Từ,

Thái Nguyên.

9. Lê Đức, Nguyễn Xuân Huân, Nguyễn Thị Đức Hạnh, Trần Thị Tuyết Thu (2005),

“Ảnh hưởng của kim loại nặng (Pb2+, Cu2+) đến giun đất (Pheretima morrisi) và

cây rau cải (Brassica juncea)”, Tạp chí Khoa học đất, số 22, tr. 95 - 101.

10. Lê Đức, Nguyễn Cảnh Tiến Trình, Phạm Viết Dũng, Nguyễn Thị Thu Nhạn

(2008), “Nghiên cứu các dạng As trong đất ô nhiễm do khai thác thiếc ở Hà

Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên”, Tạp chí Khoa học đất, số 30, tr.87-92.

11. Đặng Đình Kim, Lê Đức, Bùi Thị Kim Anh (2011), Xử lý ô nhiễm môi trường

bằng thực vật, Nhà xuất bản Nông nghiệp Hà Nội.

12. Đặng Đình Kim (2010), Báo cáo tổng kết đề tài nghiên cứu cấp nhà nước

KC08.04/06-10, Nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm kim loại nặng

tại các vùng khai thác khoáng sản, 400 trang.

13. Lê Văn Khoa, Nguyễn Xuân Cự, Trần Thiện Cường, Nguyễn Đình Đáp

(2010), giáo trình ô nhiễm môi trường đất và biện pháp xử lý, NXB giáo dục

Việt Nam, 250 trang.

14. Lê Văn Khoa, Nguyễn Xuân Quýnh, Nguyễn Quốc Việt(2007), Chỉ thị sinh

học môi trường NXB Giáo dục, Hà Nội.

15. Võ Văn Minh (2009), Luận văn Tiến sĩ khoa học môi trường, trường Đại

học Khoa học tự nhiên, ĐHQG Hà Nội, Hà Nội.

16. Trần Văn Tựa, Nguyễn Đức Thọ, Đỗ Tuấn Anh, Nguyễn Trung Kiên và

Đặng Đình Kim (2007), “Sửdụng cây cỏ Vetiver trong xử lý nước thải

chứa Cr và Ni theo phương pháp vùng rễ”, Tạp chí Khoa học và Công nghệ

(Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam), tập 46 (6a), tr. 40 - 45.

17. Lương Thị Thúy Vân, Lương Văn Hinh, Trần Văn Tựa (2009), “Nghiên cứu

sự sinh trưởng và khả năng tích lũy Asen của cỏ Vertiver trồng trên đất ô

nhiễm do khai thác khoáng sản”, Tạp chí Khoa học & Công nghệ, tập 52 (4),

tr. 89 -53.

18.Phạm Tích Xuân (2011), “Nghiên cứu đánh giá ảnh hưởng của các bãi thải khai

thác và chế biến khoáng sản kim loại đến môi trường và sức khỏe con người, đề

xuất giải pháp giảm thiểu”, Hội nghị tổng kết chương trình khoa học công nghệ

phục vụ phòng tránh thiên tai bảo vệ môi trường và sử dụng hợp lý tài nguyên

thiên nhiên, NXB Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, tr. 265-274.

19. UBND xã Hà Thượng, (2009), Thống kê, kiểm kê đất đai năm 2009.

TIẾNG ANH

20. Alina Kabata – Pendias, Heryk Pendias (2001), Trace Elements in Soils and

Plants, CRC Press, Isnc.Boca Raton, Floriada.

21. Alloway B. and D. Ayres (1993), Chemical Principles of Environmental

pollution, Blackie Acedemy and Profesional.

22. Augusa, T., Kunito, T., Fujihara, J., Kubota, R., Minh, T. B. M., Trang, P. T. K., Iwata, H., Subramanian, A., Viet, P. H. Tanabe, S (2006), “Contaminationby arsenic and other trace elements in tube-well water and its risk assessment to humans in Hanoi, Vietnam”, Environmental Pollution, 139, pp.95-106.

23. Baker, A. J. M., Reeves, R. D., Hajar, A. S. (1994), Heavy metal accumulationand

tolerance in British populations of the metallophyte Thlaspi caerulescensJ. &

C”, Presl (Brassicaceae to Science, institue d’Edtudid Catalans,

Bacelona,pp.333-344.

24. Barcelo J., and Poschenrieder C. (2003), Phytoremediation: principles and

perspectives, Contributions to Sciencs, institute d’Edtudis Catalans, Bacelona,

pp. 333 - 344.

25. Berti W. R., and Cunningham S. D. (2000), Phytostabilization of metal. In:

Raskin I, Ensley B (eds) Phytoremediation of toxic metals: Using plants to clean

up the environment, Wiley Interscience, New York, pp. 71 - 88.

26. Blacksmith Institute New York (2007), The World’s Worst Polluted Places,

The Top Ten of The Dirty Thirty, 70 pages.

27. Channey R. et al (1997), Phytoremediation of soil metal, Current Opinion in

Biotechnology 8, pp. 279 - 284.

28. Chao-Yang Wei, Tongbin Chen (2006), “Arsenic accumulation by two brake ferns growing on an arsenic mine and their potential in phytoremediation”, Chemosphere, 63, pp.1048-1053.

29. Chen Tongbin, Liao Xiao-Young, Huang Zechun, Lei Mei, Li Wen-Xue, Mo

Liang-yu, An Zhi-Zhuang, Wei Chao Yang, Xiao Xi-Yuan and Xie Hua

(2006), “Phytoremediation of Arsenic-Contaminated soils in China”,

Method in Biotechnology, 23, pp.391-400

30. CHEN Tongbin et al. (2002),”Arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L.

And its arsenic accumulation”,Chinese Science Bulletin, 47 , No. 11,pp.902-

905.

31. Cong Tu, Lena Q.Ma (2001), Effects of Arsenic Concentrations and Forms

on Arsenic Uptake by the Hyperaccumulator Chinese Brake and Its

Utilization Potential for Phytoremediation”, Journal of Environtmental

Quality 31, pp.1671-1675.

32. Cunningham et al (1995), Phytoremediation of contaminated soils, Trends

Biotechnol. 13, pp. 393 - 397.

33. Gomez-Caminero A., P. Howe, M. Hughes, E. Kenyon, D.R. Lewis, M.

Moore (2001), Arsenic and arsenic compounds, Inorganic chemistry,

World Health Organization, Geneva.

34. Ghosh M., and Singh S. P. (2005), “A review on phytoremediation of heavy

metals and utilization of its byproducts”, Applied ecology and environmental

reserch, 3(1), pp. 1 - 18.

35. Henry J. R. (2000), “In An Overview of Phytoremediation of Lead and

Mercury”, NNEMS Report, Washington, D.C., pp. 3 - 9.

36. Huang et al (1997), “Phytoremadiation of lead-contaminated soils: Role of

synthetic chelates in lead phytoextraction”, Environ Sci Technol 31, pp. 800

- 805.

37. JECFA (2000), Summary and conclusions of the fifty-fifth metting, Geneva,

World Health Organization, Joint FAO/WHO Expert Committee on Food

Additives.

38.Lombi E., F.J.Zhao, S.J.Dunham and S.P.McGrath (2001), “Phytoremidiation of

Heavy Metal – Contaminated Soils”, Journal of Environtmental Quality, 30,

pp.1919-1926.

39. Neumann et al (2003), “Rapid microalgal metabolism of selenate to volatile

dimethylselenide”, Plant Cell Environ 26, pp. 897 - 905.

40. Nordic Council of Ministers (2003), “Program for Nutrition Policy, Infant

Feeding and Food Security”, Cadmium Review January Report Word Health

Organization Regional Office for Europe Scherfigsvej 8, 2100, Copenhagen

Denmark.

41. Raskin et al (1997), Phytoremediation of metals: using plants to remove

pollutionts from the environment, Curr. Op. Biotechnology 8, pp. 221 - 226.

42. Robinson et al (2003), Phytoextraction: an assessment of biogeochemical and

economic viability, Plant Soil 249, pp. 117-125.

43. Rulkens W. H., Tichy R., and Grotenhuis J. T. C. (1998), “Remediation of pollutet

soil and sediment: perspectives and failures”, Water Sci. Technol., 37, pp. 27 -

35.

44. Shelmerdine P.A., C.R Black, S.D. Young and S.P Mcgrath (2004), “Phytoremediation of arsenic-contaminated soils using the hyperaccumulating fern Pteris vittata” Proceedings of the 2nd International Conference on Soil Pollution and Remediation, Nanjing, China, pp. 205-213.

45. Turgut C., Pepe K.M., and Cutri T. J., (2004), The effect of EDTA and citric acid on phytoremediation of Cd, Cr and Ni from soil using Helianthus annuus”, Eviront Pollution 131, pp. 147-154.

46. Wei C.T. and Chen T.B (2005), “Arsenic accumulation by two brake fern growing

on arsenic mine and their potential in Phytoremediation”, Chemosphere,

63(6), pp. 1048-1053.

PHỤ LỤC

MỘT SỐ HÌNH ẢNH THÍ NGHIỆM

PHẠM THỊ QUYÊN

Tác giả luận văn

Phạm Thị Quyên

MỤC LỤC

DANH MỤC CÁC BẢNG

DANH MỤC CÁC HÌNH

MỞ ĐẦU

)

m a g (

y â c

a ủ c i ố h k h n

i

S

Hình 1. Khu vực khai thác thiếc tại xóm 7, Đồng Nhi, Hà Thượng,

Đại Từ, Thái Nguyên

Hình 2. Khu vực đất ô nhiễm trước khi làm thí nghiệm

Hình 3. Làm đất, phơi ải

Hình 4. Cây dương xỉ trước khi trồng

Hình 5. Bón phân trước khi trồng cây

Hình 6. Khu vực thí nghiệm trồng cây dương xỉ

Hình 7. Thí nghiệm trồng cây dương xỉ sau 1,5 tháng

Hình 8. Thí nghiệm trồng cây dương xỉ sau 4 tháng

Hình 9. Theo dõi sự sinh trưởng của dương xỉ thí nghiệm

Có thể bạn quan tâm

Đề thi thử tốt nghiệp THPT môn Sinh học năm 2025 - Sở GD&ĐT Cà Mau

Đề thi cuối học kì 1 môn Sinh thái học năm 2023-2024

Bài giảng Sinh thái học và bảo vệ môi trường

Bài giảng Con người và môi trường: Chương 2 - ThS. Thái Hữu Phú

Bài giảng Sinh thái môi trường: Chương 1 - Dương Thị Bích Huệ

Bài giảng Sinh thái môi trường: Chương 2 - Dương Thị Bích Huệ

Khóa luận tốt nghiệp đại học: Xây dựng và sử dụng sơ đồ tư duy trong giảng dạy phần Sinh thái học sách giáo khoa Sinh học 12 cơ bản

Đề cương ôn tập học kì 2 môn Sinh học lớp 12 năm 2024-2025 - Trường THPT Hoàng Văn Thụ, Hà Nội

Vở ghi bài học sinh Sinh học 12 - Bài 27: Sinh thái học phục hồi và bảo tồn (Sách Chân trời sáng tạo)

Vở ghi bài học sinh Sinh học 12: Ôn tập Chương 8 (Sách Chân trời sáng tạo)

Bài giảng Vi sinh vật học cơ sở: Chương 6 - PGS. TS. Nguyễn Đức Hoàng

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu kỹ thuật trồng cải bó xôi (Spinacia spp.) trên hệ thống khí canh áp suất cao

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu quy trình vi nhân giống cây xạ đen (Ehretia asperula) in vitro

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Phân lập và tuyển chọn vi khuẩn Bacillus sp. từ đất vùng rễ xoài có khả năng ức chế nấm Colletotrichum sp. gây bệnh thán thư trên xoài

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian nuôi cấy lên khả năng tăng sinh của tế bào 3T3 trong điều kiện vi trọng lực mô phỏng

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu nhân giống in vitro cây tiêu thảo lá nhăn (Cryptocoryne wendtii) bằng hệ thống bioreactor

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu khả năng sử dụng mẫu lưu giữ trên thẻ tách huyết tương trong xét nghiệm theo dõi điều trị cho bệnh nhân nhiễm HIV

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Đánh giá ảnh hưởng của nguyên bào sợi đến hiệu quả tạo phôi lợn Ỉ nhân bản

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu hoạt tính chống suy giảm trí nhớ và cơ chế tác dụng của dịch chiết hoa Thiên lý (Telosma cordata) trên mô hình tế bào thần kinh

Luận văn Thạc sĩ Sinh học: Nghiên cứu biểu hiện và đánh giá hoạt tính sinh miễn dịch của protein P72 tái tổ hợp của virus gây bệnh dịch tả lợn Châu Phi (African swine fever) trên Nicotiana benthamiana

Tài liêu mới

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu xây dựng thuật toán thích nghi và học tăng cường cấu trúc Actor - Critic điều khiển bám quỹ đạo cho robot di động đa hướng mecanum

Luận án Tiến sĩ: Cơ cấu bệnh tim mạch và chất lượng cuộc sống của người cao tuổi mắc suy tim, rung nhĩ điều trị tại Bệnh viện Thống Nhất, thành phố Hồ Chí Minh

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu hiện tượng nứt dăm đê sông vùng đồng bằng sông Hồng và dự báo khả năng bị nứt của một số đoạn đê

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu xây dựng giải pháp đảm bảo an toàn thông tin cho quá trình học liên kết dựa trên mật mã

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Phát triển năng lực đánh giá công nghệ cho học sinh trong dạy học môn Công nghệ 11 ở trường trung học phổ thông

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu phân loại chi cầu diệp – Bulbophyllum Thouars (Orchidaceae) ở vùng Tây Nguyên bằng phương pháp hình thái và phân tử

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu đặc điểm phân bố và dinh dưỡng của các loài lưỡng cư ở Vườn Quốc gia Bến En và Khu bảo tồn thiên nhiên Pù Luông, tỉnh Thanh Hóa

Luận án Tiến sĩ: Tổng hợp luật dẫn và điều khiển cho một lớp tên lửa đối hải trên cơ sở ứng dụng mạng nơ ron và hệ mờ

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu tổng hợp hệ điều khiển góc Pitch tua bin gió trong điều kiện có nhiễu tác động

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu hóa học lipid của hai loài san hô thủy tức Millepora dichotoma và Millepora platyphylla ở Việt Nam

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu kiểm soát phân phối công suất kéo trên cầu chủ động của ô tô con bằng ABS

Luận án Tiến sĩ: Ứng dụng phản ứng Domino vào tổng hợp các dẫn xuất Podophyllotoxin, Pyrimidine và đánh giá hoạt tính sinh học của các chất tổng hợp được

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu thành phần hóa học và một số hoạt tính sinh học của cây chùm ngây (Moringa oleifera)

Tóm tắt Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu thành phần hóa học và ứng dụng ức chế ăn mòn cho thép của cao chiết xuất từ cây Lộc vừng thuộc họ Lecythidaceae

Luận án Tiến sĩ: Nghiên cứu hiện tượng nứt dăm đê sông vùng đồng bằng sông Hồng và dự báo khả năng bị nứt của một số đoạn đê

AI tóm tắt

Giới thiệu tài liệu

Đối tượng sử dụng

Từ khoá chính

Nội dung tóm tắt

Giới thiệu

Về chúng tôi

Việc làm

Quảng cáo

Liên hệ

Chính sách

Thoả thuận sử dụng

Chính sách bảo mật

Chính sách hoàn tiền

DMCA

Hỗ trợ

Hướng dẫn sử dụng

Đăng ký tài khoản VIP

093 303 0098

support@tailieu.vn