Khóa luận tốt nghiệp: Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất tại thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan rằng, số liệu và các kết quả nghiên cứu trong khóa

luận tốt nghiệp này là trung thực và chưa hề được sử dụng.

Tôi xin cam đoan rằng, mọi sự giúp đỡ cho việc thực hiện khóa luận tốt

nghiệp này đã được cảm ơn và các thông tin trích dẫn trong khóa luận tốt

nghiệp này đã được ghi rõ nguồn gốc.

Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014

Sinh viên

Nguyễn Thị Thúy

i

LỜI CẢM ƠN

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

đã nhận được rất nhiều sự quan tâm giúp đỡ nhiệt tình của các tập thể, cá

nhân trong và ngoài trường.

Trước hết, tôi xin chân thành cám ơn thầy giáo TS. Nguyễn Thế Bình,

giảng viên bộ môn Vi sinh vật, Khoa Môi Trường, Trường Đại học Nông

nghiệp Hà Nội đã tận tình hướng dẫn, chỉ bảo cho tôi trong suốt quá trình

thực hiện khóa luận tốt nghiệp.

Tôi xin chân thành cám ơn các thầy cô giáo, cán bộ phòng thí nghiệm

của Bộ môn Vi sinh vật đã tận tình giúp đỡ tôi hoàn thành đề tài

Xin chân thành cám ơn các thầy cô giáo, cán bộ, công nhân viên bộ

môn Khoa học Đất, Khoa Quản lý đất đai và phòng phân tích JICA đã tạo mọi

điều kiện giúp đỡ tôi trong suốt thời gian thực hiện khóa luận.

Xin chân thành cảm ơn tới các bác, các chú lãnh đạo UBND xã Chỉ

Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên đã giúp đỡ tôi trong quá trình thu thập

số liệu tại địa phương.

Do thời gian và kinh nghiệm còn hạn chế nên khóa luận tốt nghiệp của

tôi còn nhiều thiếu sót, tôi kính mong nhận được sự góp ý của các thầy cô

giáo, bạn bè để khóa luận được hoàn chỉnh hơn.

Xin chân thành cảm ơn!

Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014

Sinh viên

Nguyễn Thị Thúy

ii

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN ........................................................................................ i

LỜI CẢM ƠN ............................................................................................ ii

MỤC LỤC .................................................................................................iii

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT .................................................................. vi

DANH MỤC BẢNG .................................................................................vii

Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ .............................................................................. 1

1.1. Tính cấp thiết của đề tài........................................................................ 1

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

1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu của đề tài ........................................................... 2

1.2.2. Yêu cầu............................................................................................. 2

Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU ............................ 4

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

2.1.1. Trên thế giới ..................................................................................... 4

2.1.2. Tại Việt Nam .................................................................................... 8

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

vật............................................................................................................ 15

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

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

................................................................................................................ 16

2.2.3. Công nghệ xử lý .............................................................................. 17

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

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

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

2.2.3.4. Công nghệ chiết đất (Phytoextraction) ........................................... 18

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

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

2.3.1. Cây cải xoong ................................................................................. 20

2.3.2. Cỏ Vetiver ...................................................................................... 21

2.3.3. Dương xỉ......................................................................................... 26

2.3.4. Cây đơn buốt, mương đứng và dừa nước .......................................... 29

2.3.5. Một số loại cây khác ........................................................................ 30

Phần 3: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

................................................................................................................ 32

3.1. Đối tượng nghiên cứu ......................................................................... 32

3.2. Phạm vi nghiên cứu ............................................................................ 32

3.3. Nội dung nghiên cứu .......................................................................... 32

3.4. Phương pháp nghiên cứu .................................................................... 32

Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ........................................................ 36

4.1. Đặc điểm chung về địa bàn nghiên cứu ............................................... 36

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

Hưng Yên................................................................................................. 36

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

................................................................................................................ 36

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

Yên .......................................................................................................... 36

4.1.2. Hiện trạng làng nghề ........................................................................ 38

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

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

4.4. Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng sinh

với nẫm rễ (AMF)..................................................................................... 44

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

4.4.2. Sinh trưởng phát triển của cây trồng thí nghiệm ................................ 46

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

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

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

Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .................................................... 59

5.1. Kết luận ............................................................................................. 59

5.2. Kiến nghị ........................................................................................... 59

v

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

STT Ký hiệu viết tắt Diễn giải

1 AMF Arbuscular Mycorhyzal Fungi

2 CT Công thức

3 ĐHNN Đại học Nông nghiệp

The International Water Management 4 IWMI Institute (Viện quản lí nước quốc tế)

5 KCN Khu công nghiệp

6 KLN Kim loại nặng

7 QCVN Quy chuẩn Việt Nam

8 SKK Sinh khối khô

9 TCCP Tiêu chuẩn cho phép

10 TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

vi

DANH MỤC BẢNG

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

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

Songcheon .............................................................................................. 6

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

Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên ........................................................ 9

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

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

– Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên ......................................... 11

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

nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội .......................................... 14

Bảng 2.7: So sánh ngưỡng chịu KLN của cỏ Vetiver và các loài cỏ khác . 22

Bảng 2.8: Khả năng tích lũy As của 2 loài dương xỉ P.vittata và

P.calomelanos ...................................................................................... 28

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

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

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

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

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

dương xỉ ............................................................................................... 53

vii

DANH MỤC HÌNH

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

Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên............................................ 13

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

sinh trưởng khác nhau ........................................................................... 23

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

trưởng khác nhau .................................................................................. 24

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

sinh trưởng khác nhau ........................................................................... 25

Hình 4.1: Quá trình phá dỡ bình ắc quy rất thủ công……………………39

Hình 4.2: Axít từ những bình ắc quy hỏng được xả thẳng ra môi trường...39

Hình 4.3: Bào tử nấm rễ quan sát trên kính hiển vi soi nổi……………….44

Hình 4.4: Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dương xỉ ............. 45

Hình 4.5: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong thân

lá dương xỉ sau 40 ngày trồng ................................................................ 50

Hình 4.6: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong rễ

cây dương xỉ sau 40 ngày trồng ............................................................. 51

Hình 4.7: Hàm lượng chì tổng số còn lại trong đất………………………55

Hình 4.8: Hàm lượng chì dễ tiêu trong đất sau thí nghiệm.………………57

viii

Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ

1.1. Tính cấp thiết của đề tài

Hiện nay, ô nhiễm môi trường đang là vấn đề nóng bỏng trên toàn cầu.

Một trong những vấn đề đáng quan tâm và đang đe dọa sức khỏe con người là

ô nhiễm kim loại nặng trong đất. Nguồn phát thải các kim loại nặng rất đa

dạng, có thể do: sự phát thải từ các làng nghề tái chế kim loại, chất thải từ các

nhà máy – khu công nghiệp, hoạt động khai mỏ, do sử dụng không hợp lí các

loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật,…Ô nhiễm kim loại nặng do sự phát

thải từ các làng nghề tái chế kim loại đang là vấn đề lớn ở nhiều quốc gia trên

thế giới trong đó có Việt Nam do những tác động nguy hiểm đến hệ sinh thái

nói chung và con người nói riêng.

Theo các nhà chuyên môn, hàm lượng chì thải ra ở Đông Mai ở mức

đáng lo ngại: trong nguồn nước, mức trung bình là 0,77mg/l, vượt quá tiêu

chuẩn cho phép từ 7,7 - 15 lần. Ở nơi ao hồ đãi và đổ xỉ hàm lượng là

3,278mg/l; vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 32 - 65 lần. Còn trong đất, hàm lượng chì trung bình là 398,72 mg/kg. Trong không khí, từ 26,332 mg/m3 - 46,414 mg/m3, gấp 4.600 lần so với tiêu chuẩn cho phép. Do nhiễm độc chì

thôn Đông Mai có hơn 80% số người bị mắc bệnh; 100% số người trực tiếp

nấu chì đều bị nhiễm độc chì trong máu. Theo phân tích từ cơ thể những

người bị nhiễm độc chì, hàm lượng chì trong nước tiểu từ 0,25 – 0,56 mg/l;

trong máu 135 mg/l, vượt 1,5 lần mức cho phép (Bộ Tài nguyên và Môi

trường, 2012) [28].

Mặc dù một số kim loại nặng có thể rất cần thiết cho đời sống sinh vật

(chúng được xem là nguyên tố vi lượng) nhưng với một số kim loại nặng khi

hàm lượng của chúng vượt quá tiêu chuẩn cho phép sẽ gây độc hại với môi

trường và cơ thể sinh vật như gây các bệnh ung thư, phá hủy hệ thần kinh

trung ương, gây các chứng co giật, tê liệt…Với các loài thực vật, ảnh hưởng

1

bất lợi của kim loại nặng chủ yếu là làm suy giảm khả năng sinh trưởng, phát

triển; ảnh hưởng lớn đến sinh khối cũng như chất lượng sản phẩm cây trồng.

Có rất nhiều phương pháp khác nhau được sử dụng 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 vì đây được

coi là một cách tiếp cận thân thiện với môi trường đồng thời giảm chi phí

đáng kể khi so sánh với các phương pháp lí hóa học. Yêu cầu với những loài

thực vật sử dụng trong việc xử lý kim loại nặng là có khả năng tích lũy kim

loại nặng cao và cho sinh khối lớn. Tuy nhiên những cây chống chịu được

kim loại nặng thường là những cây có sinh khối thấp và để khắc phục điều

này thì cộng sinh nấm rễ là điều cần thiết. Khả năng tự nhiên của thực vật

trong việc loại bỏ các chất gây ô nhiễm có thể được tích hợp và cải thiện bởi

nấm rễ cộng sinh (AMF - Arbuscular Mycorhyzal Fungi). Cộng sinh nấm rễ

cũng được coi là chìa khóa để cây trồng sống sót trong đất ô nhiễm bằng cách

tăng cường sức đề kháng kim loại trong các cây trồng và cũng bởi cải thiện sự

hấp thu chất dinh dưỡng cần thiết. Do đó, việc lợi dụng mối quan hệ cộng

sinh giữa một số loài thực vật với nấm AMF để xử lý ô nhiễm kim loại nặng

được coi là phương pháp rất có triển vọng. Điều đó đặt ra một yêu cầu là cần

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

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

và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất tại thôn

Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên”.

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

1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu của đề tài

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

 Đánh giá khả năng chống chịu và hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng

sinh với nấm rễ AMF trong điều kiện thí nghiệm chậu vại.

1.2.2. Yêu cầu

2

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

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

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

3

Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

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

2.1.1. Trên thế giới

Ô nhiễm môi trường nói chung và ô nhiễm đất nói riêng đã và đang thu

hút được nhiều sự quan tâm của mọi quốc gia trên thế giới. Không chỉ riêng

Việt Nam mà tất cả các nước khác trong quá trình phát triển đều phải đối mặt

với nguy cơ ô nhiễm đất ngày càng trầm trọng và một trong những nguyên

nhân ô nhiễm đất được chú ý đó là kim loại nặng (KLN). Ô nhiễm trong đất

ngày càng trở nên đáng lo ngại hơn không chỉ bởi nó là một trong những nhân

tố gây ra tình trạng suy thoái đất ở một số nơi hiện nay, mà còn do khả năng

gây ảnh hưởng xấu đến sự sinh trưởng phát triển của cây trồng, làm suy giảm

chất lượng nông sản phẩm cũng như gây ra những mối đe dọa nguy hiểm đối

với sức khỏe của con người thông qua sự tích lũy qua chuỗi thức ăn.

Đất có hàm lượng các nguyên tố kim loại nặng cao trước hết là do các

nguyên nhân tự nhiên như có sẵn trong đá mẹ, khoáng vật...

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

Đơn vị: mg/kg

Trong đá trầm tích (**) Trong đá macma (**)

Nguyên Trong Đá Trung axit tố đất (*) phiến Đá cát Đá vôi Bazơ bình sét

0,09-

0,01-

0,22 -

0,13-

0,05

0,035

0,13

Cd

0,2

0,3

0,7

0,22

40

2-100

5-30

2-10

60-120

15-80

10-30

Cu

2-200

18 - 25

5-10

3-10

3-8

12-15

15-24

Pb

10-300

80-120

15-30

10-25

80-120

40-100

40-60

Zn

Nguồn: (*): Lindsay (1979),(**): Kabata và cộng sự, (1992),trích theo Lê

Văn Thắng(2010)[14].

4

Kết quả nghiên cứu của Lindsay (1979), Kabata và cộng sự (1992) cho

thấy rằng ở trong đất hàm lượng các nguyên tố KLN thường dao động mạnh

hơn so với trong đá mẹ. Chênh lệch về hàm lượng cao nhất và thấp nhất có

khi lên đến cả trăm lần. Trong đất hàm lượng của kẽm (Zn) dao động từ 10 –

300 mg/kg, hay chì (Pb) dao động từ 2 – 2000 mg/kg. Ngoài ra nghiên cứu

cũng chỉ ra rằng trong đá axit và đá vôi hàm lượng các KLN nhỏ hơn so với

các loại đá khác của đá trầm tích và macma.

Tuy nhiên nguồn phát thải các KLN vào đất chủ yếu lại xuất phát từ

các hoạt động công nghiệp, khai mỏ cũng như quá trình sản xuất nông nghiệp.

Tại Thái Lan, nghiên cứu 154 ruộng lúa ở 8 làng trong khu vực lòng

chảo Huay Mae Tao (huyện Mae Sot, tỉnh Tak) Viện quản lí nước quốc tế

IWMI (The International Water Management Institute) cho biết đất bị nhiễm

Caidimi (Cd) cao hơn 94 lần so với tiêu chuẩn an toàn quốc tế. IWMI cũng

nghiên cứu hàm lượng Cd có trong gạo, tỏi và đậu nành sản xuất tại đây, kết

quả cho thấy các sản phẩm này bị nhiễm Cd cao hơn mức tiêu chuẩn cho phép

(TCCP) của châu Âu. Trong 1kg gạo có 0,1 – 44 mg Cd, cao hơn tiêu chuẩn

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

từ 16 đến 126 lần TCCP [14].

Công trình nghiên cứu của Kabata và Henryk (1985) tại Anh, hàm

lượng Cd ở lớp đất mặt xung quanh vùng khai thác kẽm lên tới 2 – 336 ppm.

Ở Mỹ những vùng đất lân cận những nhà máy chế biến kim loại thì hàm

lượng Cadimi (Cd) đạt đến con số khổng lồ 26 – 1500 ppm [14].

Theo Lim H.S và cộng sự (2004) tại mỏ vàng – bạc Soncheon đã bỏ

hoang ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn còn bị ô nhiễm một

số kim loại ở mức cao [19].

5

Bảng 2.2: Hàm lƣợng kim loại nặng trong một số loại đất ở khu mỏ

hoang Songcheon

Đơn vị: ppm

Nguyên Đát bình thường Bãi thải quặng Đất vùng núi Đất trang trại trên thế giới tố

3584 – 143813 695 – 3082 7 – 626 6,0 As

2,2 – 20 1,32 0,75 0,35 Cd

30 – 749 36 – 89 13 – 673 30 Cu

125 – 50803 63 – 428 23 – 290 35 Pb

580 – 7541 115 – 795 63 – 110 90 Zn

0,09 – 1,01 0,19 – 0,55 0,09 – 4,90 0,06 Hg

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

Từ bảng trên ta có thể thấy hàm lượng các KLN trong đất trang trại ở

đây cao hơn rất nhiều lần so với mức trung bình của thế giới đặc biệt là As và

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

104 lần và 82 lần so với hàm lượng trong đất bình thường trên thế giới. Theo

các tác giả thì bãi thải của khu vực khai thác mỏ ở đây là nguồn điểm gây ô

nhiễm các kim loại cho đất ở những khu vực xung quanh. Đa số cây trồng ở

các khu đất bị nhiễm kim loại đã bị nhiễm As và Zn ở mức cao [19].

La Oroya, Peru đã được liệt vào một trong mười thành phố ô nhiễm

nhất thế giới với các chất ô nhiễm chủ yếu như chì (Pb), đồng (Cu), kẽm (Zn)

và sulfur dioxide. Tại La Oroya, một thị trấn khai mỏ ở Peruvian Andes, 99%

trẻ em bị nhiễm chì trong máu vượt quá giới hạn cho phép. Mức nhiễm chì

trung bình, theo một cuộc thăm dò năm 1999 đã gấp ba giới hạn của WHO.

Thậm chí ngay cả khi hoạt động nấu chảy kim loại giảm bớt thì đất trồng trọt

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

6

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

mẽ nhưng cũng kéo theo nhiều hệ lụy về môi trường. Ô nhiễm KLN trong đất

nông nghiệp ở quốc gia này ngày càng mở rộng và nghiêm trọng hơn. Theo

ông Đổng Tiềm Minh, chuyên gia Sở Nghiên cứu địa chất tỉnh Hồ Nam, tình

hình ô nhiễm đất nông nghiệp Trung Quốc là hết sức gay go. 1/5 đất canh tác

của Trung Quốc đã bị ô nhiễm KLN, trong đó có 11 tỉnh và 25 vùng đất canh

tác bị ô nhiễm Cd. Tại các vùng Hồ Nam, Giang Tây, phía nam Trường Giang

vấn đề này đang nổi cộm. Theo thống kê của gần 5.000 bản luận văn trong

hơn 30 năm qua đã chỉ rõ ở các vùng xung quanh khu mỏ, khu nhà máy công

nghiệp, thành phố thị trấn, hai bên đường cao tốc,... hầu như đất đều bị ô

nhiễm với mức độ khác nhau. Qua điều tra năm 2009, Hồ Nam có đến 25%

diện tích đất canh tác của tỉnh bị ô nhiễm KLN. Tương tự như vậy, 2 tỉnh

Quảng Tây, Quảng Đông, tại các điểm điều tra chất lượng môi trường thổ

nhưỡng có nhiều loại nguyên tố KLN đều vượt chuẩn cho phép (Bộ Tài

Nguyên và Môi trường, 2013). Qua kiểm tra, lúa mỳ trồng ở Thiên Anh chứa

lượng chì cao gấp 24 lần TCCP của Trung Quốc, đã cho thấy trong đất sản

xuất nông nghiệp ở đây đã tích lũy một lượng đáng kể nguyên tố Pb [33].

Một trong những nguyên nhân đóng ghóp không nhỏ vào tình trạng ô

nhiễm đất bởi các nguyên tố KLN ở Trung Quốc đã được chứng minh là do

chế độ canh tác nông nghiệp bất hợp lý: Quá trình dài lạm dụng phân hóa học,

thuốc sâu, thuốc diệt cỏ, màng mỏng ni lông. Trong các hóa chất này đều

chứa hàm lượng KLN, nhất là trong nông dược. Lượng nông dược Trung

Quốc sử dụng đến 1,3 triệu tấn gấp 2,5 lần mức bình quân của thế giới. Qua

tính toán, lượng nông dược sử dụng hàng năm chỉ có xấp xỉ 0,1% có tác dụng

trực tiếp phòng trừ sâu bệnh, còn lại 99,9% ảnh hưởng tới hệ sinh thái, gây ô

nhiễm môi trường đất… [33].

Lạm dụng hóa chất nông nghiệp thời gian dài làm cho các vi khuẩn có

ích (vi khuẩn có năng lực phân giải KLN) trong đất bị giảm sút, chất lượng 7

đất giảm theo, dẫn đến sản lượng và chất lượng cây trồng giảm sút. Theo

thống kê của Bộ Môi trường, mỗi năm lương thực bị nhiễm kim loại nặng cao

đến 12 triệu tấn, trực tiếp gây tổn thất kinh tế lên tới 20 tỷ nhân dân tệ. Quá

trình dài sử dụng lượng lớn phân hóa học làm cho độ pH của đất ngày giảm

thấp càng tạo môi trường thuận lợi cho các kim loại nặng vốn có trong đất

được giải phóng, làm tăng hàm lượng kim loại nặng trong đất [33].

2.1.2. Tại Việt Nam

Ô nhiễm kim loại nặng tại Việt Nam chủ yếu mang tính cục bộ, tập

trung ở các điểm có nguy cơ cao về phát thải kim loại nặng, đặc biệt là mỏ

kim loại và làng nghề cơ kim khí, tái chế kim loại. Những vùng đất xung

quanh các điểm này thường hứng chịu lượng lớn các chất thải từ hoạt động

của các điểm nguồn và hậu quả là đất bị ô nhiễm khá nghiêm trọng [9].

Thời gian qua, nước ta đã đạt được những thành tựu quan trọng trong

phát triển kinh tế, trong đó riêng ngành công nghiệp khai thác khoáng sản đã

có nhiều đóng góp to lớn. Tuy nhiên, bên cạnh những thành tích không thể

phủ nhận thì do nhiều nguyên nhân, việc khai thác khoáng sản đã để lại nhiều

hậu quả về môi trường, không chỉ ở các vùng khai thác mà cả ở những bãi

thải [27]. Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác

khoáng sản rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực

tế đáng báo động cần sớm có giải pháp xử lý. Theo kết quả phân tích đất

trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương (Tuyên Quang) có hàm lượng As là

642mg/kg trong khi quy chuẩn của Việt Nam là 12 mg/kg (QCVN 03: 2008),

gấp gần 54 lần tiêu chuẩn cho phép. Trước đó, Nguyễn Văn Bình và cộng sự

(2000) khi nghiên cứu sự phân bố của As trong khu vực mỏ thiếc này cũng đã

xác định sự có mặt của As trong các mẫu đất, nước, bùn thải ven suối cao hơn

tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi

trường (Bùi Thị Kim Anh, 2011) [2].

8

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

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

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

về môi trường, bởi ở đây không chỉ có thiếc, chì, kẽm mà còn có Asen và

Cadimi là hai kim loại nặng có ảnh hưởng rất lớn đối với sức khỏe của con

người. Trong đó mẫu đất tại xã Tân Long có chứa hàm lượng cao các nguyên

tố Pb, Zn, và Cd; mẫu đất tại xã Hà Thượng tập trung nhiều As. Nhìn chung,

hàm lượng các kim loại Pb, Zn, As, Cd trong đất cao gấp nhiều lần mức cho

phép. Tại Hà Thượng, huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên hàm lượng As trong

một số mẫu đất cao hơn quy chuẩn cho phép là 1262 và 467 lần, tương ứng.

Tại huyện Yên Lãng, hàm lượng As trong đất cao hơn quy chuẩn cho phép

của Việt Nam là 308 lần (Bộ khoa học và công nghệ, 2013) [26].

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

xã Hà Thƣợng – Đại Từ - Thái Nguyên

Ký hiệu mẫu As (mg/kg) Pb (mg/kg) Cd (mg/kg) Zn (mg/kg)

HT1 2049,88 0,50 127,64 192,52

HT2 5606,31 0,69 165,28 383,31

HT3 84,76 0,60 181,43 203,33

HT4 549,84 0,50 87,14 51,77

HT5 169,90 0,50 61,32 43,53

HT6

15146,00

0,34

84,94

656,51

HT7

5974,14

0,70

75,35

382,97

QCVN

2

200

12

70

03:2008/BTNMT

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

9

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

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

Zn đều có mặt trong tất cả các mẫu nghiên cứu. Tuy nhiên, ở khu vực này

đáng chú ý là hàm lượng As ở 7 mẫu phân tích đều cao hơn TCCP nhiều lần.

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

Khi nghiên cứu về về đất bị ô nhiễm KLN ở một số khu vực Việt Nam,

tác giả Đặng Thị An và cộng sự (2008) tiến hành phân tích hàm lượng chì và

cadimi trong đất tại làng Hích, xã Tân Long, Đại Từ, Thái Nguyên. Kết quả

nghiên cứu cho thấy hàm lượng Pb và Cd đạt cao nhất ở trong khu bãi thải

(5300 – 9200 ppm và 5,9 – 9,05 ppm), đất vườn nhà dân khu vực này có hàm

lượng thấp nhất. Khu vực bãi thải cũ có hàm lượng cao nhất ở trong bãi thải

(1100 – 13000 ppm và 11,34 – 61,04 ppm) sau đó là các ruộng lúa (1271 –

3953 ppm và 2,30 – 42,90 ppm). Ngay cả nhà dân gần khu vực cũng có hàm

lượng chì và Cadimi cao hơn nhiều lần TCCP [3].

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

Hàm lượng so với trọng lượng khô

(ppm) STT Địa điểm

Pb Cd

1 Bãi thải mới 5300 – 9200 5,9 – 9,05

2

Khu đất giáp bãi thải mới

164 – 904

0,12 – 1,42

3

Vườn nhà dân gần bãi thải mới

27,9 – 35,8

0,08 – 0,12

4

Bãi thải cũ

1100 – 1300

11,34 – 61,04

5

Ruộng lúa giáp bãi thải cũ

1271 – 3953

2,3 – 42,9

6

Vườn nhà dân gần bãi thải cũ

230 – 360

0,6 – 3,4

TCVN 7209 – 2002

70

2

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

10

Mới đây, Lương Thị Thúy Vân (2012) cũng có nghiên cứu về hàm

lượng KLN tại xã Tân Long. Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong các

mẫu đất cho thấy các mẫu đất nghiên cứu đều có chứa hàm lượng KLN vượt

ngưỡng cho phép theo QCVN 03:2008/BTNMT gấp nhiều lần. Trong đó cá

biệt có mẫu (TL4) hàm lượng As, Cd rất cao, hàm lượng As là 949,15 mg /kg

vượt quá giới hạn 79 lần và hàm lượng Cd là 195,20 mg/kg vượt quá giới hạn

tới 97,6 lần [19]

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

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

Ký hiệu mẫu

As (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Cd(mg/kg)

Zn (mg/kg)

TL1 0,04 0,035 0,94 1,2

TL2 196,76 13028,00 55,94 9863,00

TL3 5,57 81,500 0,70 103,90

TL4 949,15 2991,50 195,20 2313,60

TL5 135,45 5412,37 49,60 8955,30

TL6 236,47 1535,78 15,13 7033,20

TL7 221,30 6156,56 50,41 9414,90

QCVN 12 70 2 200 03:2008/BTNMT

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Trong những năm gần đây, làng nghề ở nông thôn có tốc độ tăng

trưởng nhanh, trung bình đạt 8% trên năm tính theo giá trị đầu ra. Nhưng

phần lớn các cơ sở sản xuất ở các làng nghề mới chỉ dừng lại ở quy mô hộ gia

đình nhỏ lẻ, vốn đầu tư thấp, quy trình công nghệ sản xuất còn thô sơ, lạc

hậu… nên không khai thác triệt để được nguồn nguyên liệu trong quá trình

11

sản xuất dẫn đến tình trạng làm phát sinh nhiều phế thải gây ô nhễm môi

trường.

Trong nghiên cứu của mình, tác giả Cao Việt Hà (2012) đã cho thấy

hàm lượng chì trong đất nông nghiệp huyện Văn Lâm có 10 mẫu trong tổng

số 50 mẫu đất nghiên cứu bị ô nhiễm chì. Đặc biệt có hai mẫu lấy gần thôn

Đông Mai và thôn Nghĩa Lộ thuộc xã Chỉ Đạo có hàm lượng chì rất cao vượt

10 – 13 lần so với QCVN 03:2008/BTNMT. Hai mẫu đất này lấy ở khoảng

cách 1 km tới nguồn thải. Như vậy, có thể thấy sự ô nhiễm chì ở làng nghề

này đã lan truyền đi tương đối xa. Tám mẫu đất bị ô nhiễm còn lại được lấy

tại các ruộng gần khu công nghiệp (KCN) Phố Nối A và Khu công nghiệp

Tân Quang. Các mẫu đất lấy ở khu vực xa các làng nghề và các KCN đều có

hàm lượng chì thấp hơn QCVN rất nhiều [7].

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

dễ tiêu từ 24 mẫu đất thu được ở thôn Đông Mai (xã Chỉ Đạo, huyện Văn

Lâm, tỉnh Hưng Yên) Phan Quốc Hưng và cộng sự (2010) đã cho thấy 100%

các mẫu có hàm lượng Cu và Pb vượt TCCP; 58,33% mẫu có hàm lượng Zn

vượt ngưỡng cho phép (hàm lượng tổng số của Cu vượt ngưỡng từ 1,5 đến 2,7

lần; hàm lượng tổng số của Pb vượt ngưỡng từ 11,9 đến 18,7 lần; hàm lượng

tổng số của Zn xấp xỉ ngưỡng cho phép). Nghiêm trọng hơn, hàm lượng dễ

tiêu - dạng linh động của đồng và chì cũng rất cao, dao động từ 39,62 đến

83,57 mg/kg đất đối với đồng (vượt ngưỡng cho phép đối với Cu tổng số từ

0,79 đến 1,67 lần) và từ 485,62 đến 620,03 mg/kg đối với Pb (vượt ngưỡng

cho phép đối với chì tổng số từ 6,94 đến 8,86 lần) [9].

Ngoài xã Chỉ Đạo, sự ô nhiễm kim loại nặng diễn ra ở các làng nghề tại

huyện Văn Lâm diễn ra khá phổ biến. Các tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa

(2001) tiến hành phân tích một số mẫu đất ở làng nghề tái chế đồng thuộc xã

Đại Đồng (Văn Lâm, Hưng Yên) cho thấy: hàm lượng Cu từ 43,68 – 69,68

12

mg/kg; Pb từ 147,06 – 661 mg/kg; Zn từ 23,6 – 62,3 mg/kg (thuộc loại đất có

hàm lượng Zn di động cao) [5].

Trong một nghiên cứu khác về ảnh hưởng của làng nghề đúc đồng và

tái chế kẽm đến sự tích lũy kim loại nặng trong đất nông nghiệp xã Đại Đồng,

tác giả Hồ Thị Lam Trà (2009) đã phân tích hàm lượng Cu, Pb, Zn, Cd (ở cả

dạng tổng số và dạng dễ tiêu) trong 11 mẫu đất thu thập từ năm thôn: Văn Ổ,

Xuân Phao, Lộng Thượng, Đình Tổ, Đại Từ của xã Đại Đồng.

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

Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hƣng Yên

Từ kết quả phân tích, so sánh với giới hạn cho phép của kim loại nặng

trong đất (QCVN 03:2008/BTNMT) ta có thể thấy đất nông nghiệp ở đây đã

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

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

bị ô nhiễm đều vượt quá giới hạn cho phép từ 1,1 – 5,6 lần (đối với Cu) và từ

1,1 – 24,3 lần (đối với Pb). Ô nhiễm Cu và Pb cao nhất tập trung ở các làng

nghề đúc đồng Lộng Thượng và khu đúc đồng tập trung tại thôn Đại Từ (hàm

lượng Pb trong mẫu đất tại thôn Đại Từ cao đột biến so với những nơi khác,

13

cụ thể là 1703,3 mg/kg cao hơn rất nhiều lần so giới hạn quy định trong

QCVN 03:2008 [1][18].

Tác giả Phạm Quang Hà cùng cộng sự (2000) sau khi nghiên cứu đất ở

làng nghề đúc nhôm, đồng Văn Môn – Yên Phong – Bắc Ninh đã kết luận

rằng hàm lượng KLN trong đất nông nghiệp ở đây khá cao: trung bình hàm

lượng Cd là 1mg/kg (dao động từ 0,3 – 3,1 mg/kg); Cu là 41,1mg/kg (dao

động từ 20,0 – 216,7 mg/kg); Pb là 39,7 mg/kg (dao động từ 20,1 – 143,1

mg/kg) và Zn là 100,3 mg/kg (dao động từ 33,7 – 887,4 mg/kg) [6].

Trong quá trình sản xuất nông nghiệp, do canh tác không khoa học,

người dân lạm dụng các loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật…đã dẫn đến

tình trạng tích lũy các nguyên tố KLN vào đất bởi vì hầu hết các loại phân

bón, nông dược đều có chứa một lượng nhất định các nguyên tố kim loại.

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

nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội

Mẫu Cu Zn Pb Cd As Hg

1 38,06 36,54 3,76 1,75 0,74 0,167

2 38,88 27,91 2,97 2,86 1,33 0,155

3 36,67 32,78 1,84 2,94 2,14 0,079

4 41,17 55,32 2,15 3,25 1,16 0,145

5 39,24 40,67 3,87 2,07 1,23 0,062

6

40,75

27,94

1,78

3,47

1,05

0,054

7

40,38

26,48

2,05

3,28

0,36

0,063

8

32,89

30,18

2,05

2,67

0,96

0,085

9

37,62

47,52

2,14

1,46

2,16

0,137

10

43,27

43,62

1,46

2,81

1,85

0,061

200

70

2

12

0,3

TCCP

50

(Nguồn: Nguyễn Xuân Hải, Dương Tú Oanh, 2006) [8]

14

Kết quả nghiên cứu bước đầu về ô nhiễm môi trường nông nghiệp xã

Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội cho thấy trong đất nông nghiệp hàm lượng

các kim loại Cu, Zn, Pb, As, Hg đều nằm dưới ngưỡng cho phép nhưng có

đến 8/10 mẫu cho kết quả hàm lượng Cd vượt ngưỡng cho phép, trong đó

mẫu có hàm lượng Cd lớn nhất vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần (Nguyễn

Xuân Hải và Dương Tú Oanh, 2006) [8].

Theo Hồ Thị Lam Trà và Kazuhiko Egashira (1999) khi nghiên cứu

hàm lượng một số KLN trong đất nông nghiệp của các huyện Từ Liêm, Thanh

Trì (Hà Nội) cho thấy hàm lượng các KLN dao động trong khoảng 0,16 –

0,36 mgCd/kg; 40,1 – 73,2 mg Cu/kg; 3,19 – 5,30 mg Pb/kg; 98,2 – 137,2 mg

Zn/kg. Nhìn chung, đất nông nghiệp của hai huyện Từ Liêm và Thanh Trì

chưa bị ô nhiễm KLN (theo TCVN 7209 – 2002) ngoại trừ Cu [22].

Tại thành phố Hồ Chí Minh, kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm kim

loại nặng trong đất trồng lúa khu vực phía Nam thành phố Hồ Chí Minh của

Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002) đã chứng tỏ một số mẫu đất ở đây có

dấu hiệu ô nhiễm nhẹ. Hàm lượng Cu dao động từ 9,2 – 55,4 ppm, hàm lượng

Pb từ 14 – 85 ppm, vượt tiêu chuẩn cho phép (TCVN 7209 – 2002) hơn 1 lần,

với Zn hàm lượng dao động từ 70 – 353 ppm trong đó giá trị lớn nhất tại điểm

Bình Mỹ là 353 ppm vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần [13].

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

thực vật

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

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

là công nghệ sử dụng thực vật và bao gồm cả hệ vi sinh vật xung quanh thực

vật đó và cả những enzym do thực vật đó tiết ra để làm giảm hoặc chiết các

chất gây ô nhiễm, các chất độc có trong môi trường đất và nước.

15

Xử lý ô nhiễm đất bằng thực vật là một quá trình trong đó dùng thực

vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc, trừ khử các chất ô nhiễm trong đất, trong

trầm tích.

Biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật dựa vào chức năng và cơ chế

vốn có của thực vật gồm: tích lũy, hấp thu và biến đổi chất hữu cơ, sự chuyển

hóa enzym trong thực vật, sự lấy đi và phân bố các chất cũng như quá trình

phân hủy và chuyển hóa, thoát hơi của thực vật.

- Thực vật có khả năng hấp thụ và biến đổi các chất hữu cơ được cây

hấp thụ và biến đổi theo các hình thức lấy đi theo sản phẩm thu hoạch hoặc

phân bố lại trong các bộ phận khác nhau, chuyển hóa trao đổi chất hoặc thoát

hơi.

- Sự chuyển hóa enzym trong thực vật: chất ô nhiễm từ môi trường

được thực vật hấp thụ rồi tham gia vào quá trình trao đổi chất và chuyển hóa

trong cây, lắng đọng trong không bào, thành tế bào.

- Quá trình phân hủy và chuyển hóa của thực vật: quá trình thực vật

phân hủy các chất ô nhiễm thông qua việc trao đổi chất và chuyển hóa bên

trong thực vật hoặc nhờ enzym do rễ tiết ra.

- Quá trình tinh lọc các chất: khả năng thực vật tập trung tích lũy kim

loại nặng từ môi trường vào trong rễ, lá sau đó lấy ra khỏi môi trường qua thu

hoạch.

- Quá trình cố định các chất qua rễ thực vật rồi chuyển hóa tích lũy

trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc vùng quyển của bề mặt rễ

- Quá trình thoát hơi ở thực vật: Đây là quá trình lấy đi, vận chuyển

cùng giải phóng các chất ô nhiễm hoặc dạng biến thể của chúng vào khí

quyển qua sự thoát hơi nước của thực vật.

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

vật [11][16]

16

- Giả thuyết sự hình thành phức hợp: cơ chế loại bỏ các kim loại độc

của các loài thực vật bằng cách hình thành một phức hợp. Phức hợp này có

thể là chất hoà tan, chất không độc hoặc là phức hợp hữu cơ - kim loại được

chuyển đến các bộ phận của tế bào có các hoạt động trao đổi chất thấp (thành

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

hoặc vô cơ bền vững.

- Giả thuyết về sự lắng đọng: các loài thực vật tách kim loại ra khỏi đất,

tích luỹ trong các bộ phận của cây, sau đó được loại bỏ qua lá khô, rửa trôi

qua biểu bì làm chất độc không còn trong cây, không gây độc.

- Giả thuyết hấp thụ thụ động: sự tích luỹ kim loại là một sản phẩm

phụ của cơ chế thích nghi đối với điều kiện bất lợi của đất (ví dụ như cơ chế

hấp thụ Ni trong loại đất serpentin).

- Sự tích luỹ kim loại là cơ chế chống lại các điều kiện stress vô sinh

hoặc hữu sinh: hiệu lực của kim loại chống lại các loài vi khuẩn, nấm ký sinh

và các loài sinh vật ăn lá đã được nghiên cứu.

- Các quá trình chuyển hóa ở vùng quyển rễ: Ở vùng quyển rễ của cây-

vùng oxi hóa có mật độ vi sinh vật và hoạt tính sinh học lớn hơn các vùng

khác và đó là nguyên nhân xảy ra nhiều quá trình chuyển hóa các chất, cũng

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

2.2.3. Công nghệ xử lý [16]

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

- Bản chất: các chất ô nhiễm được rễ hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy

bên trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc kết tủa trong vùng quyển rễ

- Đối tượng áp dụng: Phương pháp này áp dụng để xử lý các chất ô

nhiễm ngay trong đất ở những vùng có mức ô nhiễm thấp (dưới ngưỡng cho

phép) hoặc những vùng ô nhiễm có hoạt động thải loại ở quy mô lớn. Khi sử

dụng phương pháp này sẽ giảm đáng kể độ độc trong đất bị ô nhiễm bởi kim

loại nặng, hợp chất hữu cơ kị nước, PCBs

17

- Thực vật được sử dụng: Thực vật ưa nước ngầm để kiểm soát nguồn

nước, dùng các loại cỏ có rễ sợi để kiểm soát xói mòn hoặc những thực vật có

sức chống chịu kim loại cao để xử lý đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm kim

loại. Ví dụ cây Festuca rubra, một số cây cỏ...

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

Bản chất: Dùng thực vật phân hủy chất hữu cơ thành chất đơn giản hơn

rồi rút vào cơ thể thực vật.

Đối tượng áp dụng: xử lý nước ngầm, nước thải hoặc đất bị ô nhiễm

bởi các chất như TCE, MTBE, chất thải giàu amoni, dinh dưỡng (nitrat,

amoni, photphat), thuốc trừ cỏ.

Thực vật được sử dụng: thực vật nước ngầm (cây thuộc họ liễu gồm

cây dương, liễu châu Mỹ), các loại cỏ (lúa mạch đen, cỏ đuôi trâu, lúa miến,

cây thóc), cây họ đậu (cỏ ba lá, cỏ linh lăng, đậu đũa).

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

Bản chất là sự lấy đi và vận chuyển các chất ô nhiễm nhờ thực vật cùng

với sự giải phóng các chất ô nhiễm hoặc biến thể của chúng vào khí quyển

qua thoát hơi nước.

Đối tượng áp dụng: nước ngầm, đất, trầm tích và bùn thải bị ô nhiễm

bởi Hg, Se, As, TCE, CTC.

Thực vật được sử dụng: cây dương, cỏ linh lăng, cải dầu, cải bẹ xanh,

cây ngập nước, thực vật ưa nước ngầm...

2.2.3.4. Công nghệ chiết đất (Phytoextraction)

Bản chất: thường sử dụng thực vật tích lũy kim loại nhằm di chuyển và

tập trung những kim loại từ môi trường đất vào rễ, lá và những cơ quan khí

sinh, sau đó được lấy đi khỏi môi trường qua thu hoạch.

Đối tượng áp dụng: Sử dụng rất hiệu quả để xử lý những vùng đất ô

nhiễm chất thải công nghiệp (Pb, Cd, Zn, Ni, Cu) và một số bãi rác.

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

18

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

Xử lý sinh học vùng rễ đòi hỏi các chất ô nhiễm phải liên kết trên rễ

hoặc gần rễ. Công nghệ này sử dụng rễ thực vật để hấp thụ, tập trung, lắng

đọng các chất ô nhiễm từ đất ngập nước, bùn lắng và nước ngầm bị ô nhiễm

do các hợp chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học (PAHs, PCBs, thuốc

bảo vệ thực vật).

Những thực vật thường được sử dụng là cỏ có rễ sợi (lúa mì, cỏ đuôi

trâu, lúa mạch đen), cây sản xuất các hợp chất phenol (dâu tằm, táo, dâu cam

vàng), thực vật ưa nước ngầm...

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

Hiện nay, công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường đã và

đang được nghiên cứu và ứng dụng ở nhiều nước trên thế giới. Khả năng làm

sạch môi trường của thực vật được biết từ thế kỉ XVIII bằng các thí nghiệm

Joseph Priestley, Antoine Lavoisser, Karl Scheele và Jan Ingenhousz. Nhưng

mãi đến thập niên 90, phương pháp này mới được nhắc đến như một loại công

nghệ mới dùng để xử lý môi trường bị ô nhiễm bởi các kim loại, các hợp chất

hữu cơ, thuốc súng và chất phóng xạ. Các nghiên cứu gần đây chỉ ra rằng trên

thế giới có ít nhất 400 loài thực vật “siêu hấp thụ kim loại”. Chúng là những

loài thực vật khi sống trong điều kiện bình thường có thể phát triển kém hơn

các loài khác, nhưng trong điều kiện ô nhiễm kim loại chúng lại là loài “ưu

thế”. Các nhà khoa học đã thử nghiệm thành công các phương pháp xử lý kim

loại nặng có lẫn trong đất bằng thực vật. Đây là một hướng đi tương đối mới

trong lĩnh vực xử lý ô nhiễm đất và được coi là giải pháp rất thiết thực đối với

nhu cầu giải quyết ô nhiễm hiện nay [11].

Với ưu điểm là vừa xử lý được KLN trong đất, vừa tạo ra màu xanh

cho các vùng đất ô nhiễm (nơi mà các cây cỏ thông thường không thể phát

triển được) mà giá thành của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật thấp hơn

nhiều so với công nghệ khác; tính chất tương đối đơn giản, dễ vận hành nên 19

các công trình nghiên cứu về công nghệ thực vật trong xử lý môi trường đặc

biệt là khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực vật trong những năm gần đây

cũng tăng lên đáng kể. Nhiều mô hình trình diễn đã được triển khai trên các

vùng đất bị ô nhiễm KLN và cho kết quả tương đối khả quan. Trên thực tế

nhiều nhà khoa học, đặc biệt là ở Mỹ và châu Âu đã có rất nhiều đề tài nghiên

cứu cơ bản và ứng dụng công nghệ này như một công nghệ mang tính chất

thương mại.

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

sự cố thuốc diệt cỏ có chứa Điôxin. Vào năm 1976 tại Leveso có sự cố hóa

chất tràn ra từ dây chuyền sản xuất thuốc diệt cỏ có Dioxin mà theo ước tính

có khoảng 1.500 kg hỗn hợp hóa chất, trong đó có 30 kg Dioxin tràn ra môi

trường. Mặc dù Leveso là nơi đầu tiên trên thế giới có khối lượng lớn Dioxin

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

mà loài người chưa có nhiều hiểu biết về Dioxin nhưng việc xử lý ô nhiễm

môi trường bằng thực vật đã mang lại kết quả rất tốt (Lê Trần Chấn và cộng

sự, 2013) [27].

2.3.1. Cây cải xoong

Các nhà khoa học thuộc đại học Purdue, West Lagayette (Mỹ) đã tập

trung nghiên cứu tìm ra những loài thực vật có khả năng thấm tách và lưu giữ

một số lượng lớn KLN trong thân. Hơn 20 loài thực vật hoang dại có họ với

cây cải bắp đã được đưa vào nghiên cứu. Dựa vào số lượng thực vật này, họ

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

Đây là loài cây dễ trồng và mọc được ngay trong phòng thí nghiệm. Một điều

đặc biệt hơn thế nữa là các loại KLN như nikel, kẽm, chì, crôm… là những

thứ mà chúng dễ hấp thu. Trên thực tế, khả năng "ăn kim loại nặng" của cải

xoong đã được phát hiện từ rất lâu, năm 1865. Khi những người nông dân tiến

hành phát quang đất đai để trồng trọt đã phát hiện ra trong thân cải xoong có

chứa một lượng lớn kẽm. Kể từ đó, rất nhiều loại thực vật dòng 20

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

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

bá kinh nghiệm. Hiểu sâu và có thể lai tạo được các giống thực vật này thì vẫn

chưa được quan tâm đúng mức [35].

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

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

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

2.3.2. Cỏ Vetiver

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

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

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

ở Australia; mỏ chì, kẽm, bôxit ở Trung Quốc; mỏ vàng, kim cương, platin ở

Nam Phi; mỏ chì ở Thái Lan; mỏ đồng ở Chi Lê; mỏ boxit ở Venezuela [19].

Tại Quảng Đông (Trung Quốc), cỏ Vetiver được sử dụng để phục hồi

chất thải từ mỏ Pb/Zn. Mỏ Pb/Zn Lechang nằm ở phía Bắc Quảng Đông,

miền Nam Trung Quốc, chất thải được đổ ra trên năm năm, việc phục hồi

thảm thực vật ở đây là rất cần thiết nhằm cố định bề mặt bị xói mòn và giảm

tác động môi trường. Chất thải ở đây chứa hàm lượng KLN (Pb, Zn, Cu, và

Cd) rất cao, hàm lượng các nguyên tố đa lượng thấp, không thích hợp cho

thực vật phát triển. Bốn loài thực vật được chọn nghiên cứu để phục hồi đất

gồm: cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides), cây Paspalum notatim, cây Cynodon

dactylon và cây cỏ tranh (Imperate cylindraca). Sau sáu tháng thí nghiệm, kết

quả cho thấy cỏ Vetiver là loài cỏ tốt nhất trong số 4 loài được sử dụng để cải

tạo chất thải mỏ (Xia H.P., 2001, trích theo Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19].

Ngưỡng chịu KLN của cỏ Vetiver ở trong đất và trong cây cao hơn

nhiều lần so với những thực vật khác. Chẳng hạn, đối với nguyên tố As,

ngưỡng chịu của các loài cây cỏ khác chỉ từ 1 – 10 mg/kg, trong khi đó cỏ

Vetiver có thể chịu được ở mức từ 21 – 72 mg/kg. Đối với nguyên tố Cd, 21

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

20 mg/kg. Cỏ Vetiver cũng có thể chịu đựng được hàm lượng Pb trong đất lớn

hơn 1500 mg/kg và hàm lượng kim loại này trong cây ở mức trên 78 mg/kg.

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

Ngưỡng chống chịu trong đất Ngưỡng chống chịu trong cây Kim loại (mg/kg) (mg/kg) nặng Cỏ vetiver Cỏ khác Cỏ vetiver Cỏ khác

As 100 – 250 2,0 21 – 72 1 – 10

Cd 20 – 60 1,5 45 – 48 5 – 20

Cu 50 – 100 - 13 – 15 15

Cr 200 – 600 - 5 – 18 0,02 – 0,2

Pb >1500 - >78 -

Hg >6 - >0,12 -

Ni 100 7 – 10 347 10 – 30

Se >74 2 – 14 >11 -

Zn >750 - 880 -

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

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

cỏ Vetiver trong các môi trường đất khác nhau như: đất thành phần cơ giới

nặng/nhẹ, hàm lượng chất hữu cơ giàu/nghèo với các nồng độ Zn và Cu bổ

sung vào đất khác nhau, kết quả cho thấy, hàm lượng Zn và Cu tích lũy trong

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

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

Zn tích lũy trong thân + lá và rễ cao nhất lần lượt là 539,81 ppm và 852,24

ppm trong khi đối với Cu chỉ có 46,54 ppm và 58,88 ppm. Tỷ lệ hàm lượng

Zn và Cu tích lũy trong thân + lá so với rễ là rất cao (đối với Zn dao động từ

37,57% đến 84,03%; đối với Cu dao động từ 24,03 đến 85,49%). Điều này

22

cho thấy có thể sử dụng cỏ Vetiver để xử lí đất ô nhiễm Zn và Cu theo cơ chế

chiết rút bằng thực vật (Phytoextraction) và cố định bằng thực vật

(Phytobilization) [12].

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

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

thác khoáng sản ở tỉnh Thái Nguyên đã kết luận rằng, trên đất ô nhiễm Pb với

hàm lượng tối đa 2906,12 mg/kg và đất ô nhiễm As với hàm lượng tối đa là

1137,17 mg/kg thì cỏ Vetiver có thể sinh trưởng, phát triển và cho sinh khối

khá cao, có khả năng tích lũy Pb và As trong các bộ phận thân, lá và rễ [19].

Kết quả thí nghiệm của tác giả cho thấy hàm lượng Pb tích lũy trong

thân lá tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb trong đất và thời gian thí nghiệm. Sau 45

ngày thí nghiệm, ở mức ô nhiễm 1055,13 mg Pb/kg đất, hàm lượng Pb tích

lũy trong thân lá là 4,77 mg/kg; sau đó tăng lên 7,13 mg/kg ở giai đoạn 90

ngày và đạt giá trị bằng 13,36 mg/kg sau 150 ngày thí nghiệm. Với mức ô

nhiễm cao nhất (2906,12 mg/kg), hàm lượng Pb trong thân lá tăng rõ rệt đạt

14,01 mg/kg (giai đoạn 45 ngày) lên 26,32 mg/kg (giai đoạn 150 ngày) [19].

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

sinh trƣởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

23

Sự tích lũy Pb trong rễ cỏ cũng tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb trong đất.

Mức độ tăng hàm lượng Pb trong rễ sau 150 ngày so với ban đầu có sự khác

biệt rất đáng kể giữa các công thức. Trong công thức có hàm lượng Pb trong

đất thấp nhất mức tăng chỉ gần 4 lần, nhưng ở công thức với nồng độ Pb trong

đất lớn nhất thì hàm lượng tích lũy được trong rễ thậm chí còn tăng tới 245,6

lần so với ban đầu. Cũng có thể thấy rõ, sau 150 ngày thí nghiệm hàm lượng

Pb được tích lũy chủ yếu trong rễ cỏ (7,54 đến 474,02 mg/kg chỉ một phần

nhỏ được vận chuyển lên thân lá (2,37 đến 26,32 mg/kg). Điều này chứng tỏ

có sự tích lũy Pb trong rễ sau đó mới vận chuyển lên thân lá. Như vậy cỏ

Vetiver không chỉ có khả năng sinh trưởng phát triển tốt trong đất có hàm

lượng Pb từ 54,53 – 290,12 mg/kg mà còn có khả năng hấp thụ và tích lũy Pb

trong cây rất cao [19].

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

trƣởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Nghiên cứu khả năng thu hút As của cỏ Vetiver, cũng cho kết quả

tương tự, hàm lượng As tích lũy trong thân, lá và trong rễ ở các giai đoạn thí

nghiệm đều tỷ lệ thuận với hàm lượng As trong đất và hàm lượng As trong rễ

cao gấp nhiều lần so với thân lá.

24

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

sinh trƣởng khác nhau

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

Theo kết quả nghiên cứu của Nguyễn Tiến Cư và các nghiên cứu viên

thuộc viện Công nghệ Môi trường (Bộ Khoa học và Công nghệ Việt Nam)

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

Pb từ 1400,5ppm – 2530,10 ppm trong đất cỏ Vetiver vẫn phá triển tốt sau 90

ngày. Khả năng tách chiết Pb trong đất ô nhiễm của cỏ từ 87% - 92,56% sau

90 ngày thí nghiệm [32]

Trên thực tế, loài cỏ này đã được sử dụng rất thành công trong cải tạo

đất ô nhiễm. Sau 12 tháng trồng cỏ trên môi trường đất ô nhiễm tại bãi rác

Khánh Sơn và bãi thải phế liệu Hòa Minh, quận Liên Chiểu, thành phố Đà Nẵng, mỗi m2 đất cỏ Vetiver có thể hút được 931,403 mg Zn; 75,01mg Cu;

13,2 – 349 mg Pb (ở bãi rác Khánh Sơn) và 1468,76 mg Zn; 26,36 mg Pb (bãi

thải phế liệu Hòa Minh). Chất lượng đất tại hai địa điểm này được cải thiện

tốt, hàm lượng kim loại nặng trong đất đều giảm so với ban đầu (Zn giảm từ

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

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

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

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

25

phần than Hà Tu (thành phố Hạ Long)) bước đầu cho kết quả rất tốt khi một

lượng lớn chì được hấp thụ. Năm 2009, Tập đoàn Than và Khoáng sản tiếp

tục ứng dụng cho bãi thải Nam Đèo Nai – công ty cổ phần Than Đèo Nai và

quần thể bãi thải Khe Sim – Lộ Trí – Mông Gioăng (Cẩm Phả) [19].

Như vậy cỏ Vetiver có khả năng hấp thu nhiều loại nguyên tố KLN

trong đất (Pb, Cu, Zn, As…) cho hiệu quả tương đối cao, việc sử dụng cỏ

Vetiver trong xử lý ô nhiễm môi trường không chỉ thành công ở những nghiên

cứu trong điều kiện thí nghiệm mà còn được ứng dụng vô cùng hiệu quả trên

thực tế.

2.3.3. Dương xỉ

Nghiên cứu viên Trần Đồng Bân của Viện nghiên cứu Tài nguyên và

khoa học địa lý, thuộc Viện Khoa học Trung Quốc cho biết: Đội khôi phục

đất ô nhiễm kim loại nặng của họ bắt đầu điều tra tình trạng ô nhiễm kim loại

nặng của đất trên toàn quốc từ năm 1997, đến năm 1999 họ đã phát hiện ra

cây dương xỉ – loài cây đầu tiên trên thế giới được biết đến có khả năng siêu

hút chất thạch tín. Loài cây dương xỉ phân bố trên diện rộng ở miền Nam

Trung Quốc, hàm lượng thạch tín ở trên lá của cây lên tới 8‰, vượt xa so với

hàm lượng đạm, lân có trên thân cây mà cây vẫn phát triển tươi tốt. Khả năng

hút thạch tín của loài cây này không ngừng tăng mạnh theo sự phát triển của

cây, chúng còn có thể di truyền đặc tính này cho các cây thế hệ sau [34].

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

khả năng tích lũy 14.500 ppm As mà chưa có dấu hiệu tổn thương. Loài này

sinh trưởng nhanh, có sức chống chịu cao với As trong đất (As > 15.000 ppm)

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

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

As/kg lá. Họ cũng đã chứng minh rằng, trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này

giảm As trong nước từ 200μg/l xuống gần 100 lần [19].

26

Trong những năm gần đây, các nhà khoa học Trung Quốc đã thực hiện

dự án thử nghiệm trồng dương xỉ Pteris vittata L. để xử lý đất ô nhiễm As

trong đất tại ba địa điểm ở tỉnh Hồ Nam, Triết Giang và Quảng Đông cũng là

một minh chứng cho tính khả thi của việc sử dụng loài thực vật này để xử lý ô

nhiễm kim loại nặng. Với kỹ thuật này, các nhà khoa học hy vọng có thể giải

quyết về cơ bản vấn đề ô nhiễm KLN ở vùng hạ du của Trung Quốc do quá

trình khai khoáng gây nên. Họ đã tiến hành trồng những loại cây có khả năng

hấp thu các loại kim loại nặng hơn mức bình thường như loài cây dương xỉ

trên vùng đất bị ô nhiễm để chúng hút kim loại nặng, sau đó họ sẽ “thu hồi”

lại các kim loại nặng từ loài cây này để tách kim loại thuần ra làm nguyên liệu

cho ngành công nghiệp. Nhóm nghiên cứu của Trần Đồng Bân đã tiến hành

một cuộc cải tạo quy mô lớn cho hơn 5000 mẫu đất nông nghiệp bị ô nhiễm ở

huyện Hoàn Giang, thành phố Hà Trì, tỉnh Quảng Tây. Cho đến nay, họ đã

phát triển được 3 kỹ thuật có bản quyền sở hữu trí tuệ về trồng cây phục hồi

đất và đánh giá độ ô nhiễm của đất, họ cũng đã tìm được 16 loại cây khác

cũng có khả năng hấp thu kim loại nặng trên lãnh thổ Trung Quốc [33].

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 (2008) cho thấy, trong khoảng nồng độ mà cây chống chịu

được Pteris vittata tích lũy 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 [2].

Mới đây vào năm 2011, Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử

lý ô nhiễm Asen trong vùng khai thác khoáng sản tác giả Bùi Thị Kim Anh

cho biết trong tất cả các mẫu thu thập được ở các mỏ nghiên cứu thì chỉ có ba

mẫu thu được (chiếm 13 % tổng số mẫu) không bị ô nhiễm As, còn lại tất cả

các điểm khảo sát khác đều có hiện tượng ô nhiễm As (lượng As cao hơn tiêu

chuẩn cho phép từ 2,1 - 1262 lần). Sau thí nghiệm kết quả nghiên cứu đã chỉ 27

ra rằng, dương xỉ P. vittata và P.calomelanos có thể hấp thụ và tích lũy As

trong thân tương ứng lên đến 5876,5 ± 99,6 và 2426,3 ± 104,5 mg/kg. Chúng

đạt tiêu chuẩn là những loài siêu tích lũy As [2].

Sau 4 tháng, P.vittata tích lũy lượng As từ 307 ± 14,5 đến 6042 ± 101,1

mg/kg trong thân và rễ là 131 ± 16,5 đến 3756 ± 105,5 mg/kg còn

P.calomelanos đã tích lũy được hàm lượng As là 885 ± 35,5 đến 4034 ± 83

mg/kg ở trong thân và 383 ± 35,9 cho tới 2256 ± 111,9 mg/kg ở trong rễ [2].

Thí nghiệm trên quy mô pilot (1m2) diễn ra trong 6 tháng, với lượng As

ô nhiễm trong đất ban đầu là 1400 mg/kg, sau thí nghiệm hiệu quả làm sạch

từ các lô đất trồng P.vittata và P.calomelanos đạt tương ứng là 18%, 17,6%. Còn trong mô hình trình diễn 700 m2 sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As

trong đất tại Hà Thượng sau 2,5 năm, hàm lượng As còn lại trong đất chỉ bằng

14,5% so với ban đầu (hiệu quả làm sạch tới 85,5 %). Tại mô hình này lượng

As được dương xỉ tách chiết ra khỏi đất thí nghiệm là 15,28 kg As [2].

Bảng 2.8: Khả năng tích lũy As của 2 loài dƣơng xỉ P.vittata và

P.calomelanos

%As loại

As Tổng bỏ tăng so

trong As tích lũy SKK As loại với công Công Loài dương xỉ đất trong thân, thân, lá bỏ khỏi thức thức (mg/ lá (mg/kg) (g/cây) đất qua không

kg)

thân, lá

nhiễm

AMF (%)

CT1

500 3102 ± 85,3 31,9 ± 3,7

98,8

-

P.vittata

CT2

500 5178 ± 99,6 41,7 ± 3,5

215,9

118,5

CT3

500 2388 ± 61,6 16,9 ± 2,4

-

40,5

P.calomelanos CT4 500 3677 ± 96,0 23,7 ± 2,3 115,5 87,2

(Nguồn: Bùi Thị Kim Anh, 2011)[2]

28

Cũng theo tác giả này, nấm rễ cộng sinh (AMF) ngoài việc làm tăng

khả năng sinh trưởng của cây thì nó còn có khả năng tăng cường sự tích lũy

As (tăng sinh khối từ 30,7 – 40,2 %, tăng hàm lượng As tích lũy từ 115,5 –

118,5 %). Các công thức có nhiễm AMF đều cho kết quả lượng As tích lũy

trong sinh khối cao hơn so với công thức đối chứng (CT không nhiễm AMF

tích lũy được 3102 ± 85,3 mg/kg nhưng công thức có nhiễm AMF tích lũy đạt

5178 ± 99,6 mg/kg) [2].

2.3.4. Cây đơn buốt, mương đứng và dừa nước

Nghiên cứu của Nguyễn Hữu Thành và các cộng sự (2006 – 2007), khi

trồng các thực vật trên đất ô nhiễm Pb, Cu, Zn ở xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm,

tỉnh Hưng Yên cho kết quả như sau: Hàm lượng Cu, Zn, Pb cây đơn buốt có thể hút từ đất là 50,9; 161,3; 298,5 mg/m2, đó là loài cây có khả năng chống

chịu với nồng độ KLN cao trong đất. Nó có thể sinh trưởng phát triển tốt trên

đất bị ô nhiễm KLN cao đặc biệt là ô nhiễm Pb (hàm lượng Pb trong đất xấp

xỉ 3.300mg/kg) và tích lũy một lượng lớn các kim loại này trong cơ thể. Vì

vậy có thể sử dụng cây đơn buốt để xử lý đất bị ô nhiễm KLN đặc biệt là ô

nhiễm chì [14].

Nghiên cứu cũng tiến hành với cây dừa nước và cho biết, hàm lượng

Cu, Zn, Pb trong thân lá sau 30 ngày trồng là 70; 144,6; 67,4 mg/kg và hàm

lượng Cu, Zn, Pb trong rễ sau 90 ngày trồng là 67,2; 87,7; 106,1 mg/kg. Kết

quả nghiên cứu cho thấy dừa nước có khả năng tích lũy Cu, Zn, Pb khá lớn,

đặc biệt là tích lũy Zn và Pb. Vì vậy trên đất nông nghiệp bị ô nhiễm Zn, Cu,

Pb ngập nước có thể trồng dừa nước để làm giảm thiểu nồng độ các kim loại

này trong đất [14].

Tác giả cũng chỉ ra rằng cây mương đứng, loài cây sinh trưởng rất

khỏe, sinh khối lớn, rễ ăn sâu, phát triển tốt trong điều kiện ngập nước và

không ngập nước cũng có khả năng tích lũy một lượng lớn các kim loại này.

Hàm lượng Pb trong thân lá cũng như trong rễ rất cao và gấp 3 – 4 lần so với 29

hàm lượng Cu, Zn. Lượng Cu, Zn, Pb cây mương đứng tích lũy được sau 90 ngày là 257,1; 731,7; 1594,3 mg/m2 vì vậy cây mương đứng có thể sử dụng

làm cây xử lí đất bị ô nhiễm KLN cả khi đất khô và đất ngập nước [14].

2.3.5. Một số loại cây khác

Gần đây, các nhà khoa học Việt Nam đã phát hiện ra một loài cây dại

có tên là thơm ổi (ngũ sắc) có khả năng hấp thu lượng KLN cao gấp 100 lần

bình thường và sinh trưởng rất nhanh. Món khoái khẩu của loài cây này là chì.

Chúng có thể "ăn" lượng chì cao gấp 500 – 1.000 lần, thậm chí còn lên tới

5.000 lần so với các loài cây bình thường mà không bị ảnh hưởng. Thơm ổi

được xem là loài siêu hấp thu chì và cadmi. Ngoài ra vì nó có hoa đẹp và

nhiều màu nên có thể sử dụng làm cảnh trong xây dựng trên đất ô nhiễm [40].

Alyssum bertolonii, một cây hoa dại có tán và hoa màu vàng có thể hút

và lưu giữ lại được trong thân tới 1% nickel, tức là gấp 200 lần lượng kim loại

nặng có thể giết chết hầu hết các loài thực vật khác. Đây chỉ là một ví dụ

trong số hàng trăm thực vật có khả năng thẩm tách và lưu giữ trong thân các

kim loại nặng có trong đất. Các nhà khoa học cho rằng, nếu như chúng ta có

thể hiểu hết cơ chế hoạt động của sự diệu kỳ này, nó sẽ giúp ích rất nhiều

trong việc cải tạo đất nông nghiệp [39].

Một nhóm các nhà khoa học Úc và Trung Quốc đã phát triển phương

pháp mới giảm ô nhiễm đất và có thể tạo ra nguồn năng lượng trong hệ sinh

thái nhờ một loại cây thuộc họ mía, được gọi là cỏ Napier (Pennisetum

purpureum), có nhiều ở các vùng đồng cỏ nhiệt đới ở châu Phi. Giáo sư Ravi

Naidu, giám đốc điều hành Tập đoàn HLM châu Á (CRC CARE), cho biết cỏ

Napier có thể sống ở những vùng đất cực kỳ khô cằn và rất hiệu quả trong

việc hấp thụ các KLN và những chất gây ô nhiễm khác có trong đất. Loại cỏ

này có tác dụng giảm ô nhiễm đất vì hai lý do. Thứ nhất với hyđrocacbon

(chủ yếu do ô nhiễm xăng dầu), cỏ đưa khí O2 vào đất và trải qua một số

bước, cuối cùng hyđrocacbon bị phân hủy. Thứ hai cỏ có thể hấp thụ và tích 30

tụ các KLN có trong đất. Các nhà nghiên cứu đã thử nghiệm tác dụng của loại

cỏ này ở một số khu vực bị ô nhiễm nặng do hoạt động khai thác mỏ thuộc

tỉnh Quảng Đông (Trung Quốc). Kết quả cho thấy nó có thể hấp thụ tốt các

kim loại đồng, niken và cadimi cũng như kẽm và chì [36].

Còn theo kết quả nghiên cứu của đề tài “Nghiên cứu sử dụng thực vật

để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác khoáng sản"

(thuộc Chương trình KH - CN trọng điểm cấp nhà nước về tài nguyên, môi

trường và thiên tai - KC 08.04/06-10) thì cỏ Mần Trầu có khả năng chống

chịu Pb và Zn cao (5000 ppm Pb và 1000 ppm Zn). Kết quả thí nghiệm hấp

thu Pb cho thấy, khi nồng độ Pb trong đất 5000ppm thì trong rễ và phần trên

mặt đất có chứa 3613,0ppm và 268,57ppm, tương ứng (Đặng Đình Kim và

cộng sự, 2011) [32].

Như vậy có thể thấy, có không ít loài thực vật có thể sử dụng để xử lý ô

nhiễm môi trường, đặc biệt là ô nhiễm đất bởi KLN. Nghiên cứu khả năng

hấp thu, tích lũy trong thân, lá và rễ của chúng trong điều kiện phòng thí

nghiệm cũng đã phần nào phản ánh được hiệu quả của chúng. Điều này càng

được làm rõ hơn khi triển khai các mô hình xử lý ô nhiễm bằng thực vật trên

thực tế.

31

Phần 3: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP

NGHIÊN CỨU

3.1. Đối tƣợng nghiên cứu

 Đất nghiên cứu được lấy tại cánh đồng Hè thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo,

Huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên

 Loài dương xỉ mọc tại thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm,

tỉnh Hưng Yên (Pteris vittata L.)

 Chế phẩm nấm rễ AMF: chế phẩm Mycoroot (Công ty TNHH Thời đại

xanh, Tòa nhà ICDC lô i2, Đường D2, Khu Công Nghệ Cao, Q.9, TP.

HCM)

3.2. Phạm vi nghiên cứu

 Phạm vi không gian: thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh

Hưng Yên

 Phạm vi thời gian: 15/1/2014 – 29/4/2014

 Phạm vi nội dung: Đề tài tập trung nghiên cứu sử dụng mối quan hệ

cộng sinh giữa loài dương xỉ bản địa với nấm rễ cộng sinh AMF

(Arbuscular Mycorhizal Fungi) để xử lý đất bị ô nhiễm Pb

3.3. Nội dung nghiên cứu

 Điều kiện tự nhiên, kinh tế xã hội của xã Chỉ Đạo

 Nghiên cứu một số tính chất của đất tại xã Chỉ Đạo

 Đánh giá chất lượng chế phẩm Mycoroot trước khi sử dụng

 Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu chì (Pb) của loài dương xỉ

bản địa cộng sinh với nấm rễ AMF

3.4. Phƣơng pháp nghiên cứu

 Phương pháp thu thập số liệu thứ cấp:

 Thu thập thông tin từ Ủy Ban nhân dân xã Chỉ Đạo, huyện Văn

Lâm, tỉnh Hưng Yên,

32

 Thu thập thông tin từ các bài báo khoa học

 Thu thập thông tin từ các đề tài tương tự

 Phương pháp thu thập số liệu sơ cấp

 Khảo sát hiện trường: Quan sát, chụp ảnh, thu thập các thông tin

ngoài hiện trường

 Phương pháp lấy mẫu đất: Lấy mẫu đất theo hướng dẫn của các tiêu

chuẩn

 TCVN 4046 : 1985 - Đất trồng trọt - Phương pháp lấy mẫu

 TCVN 5297: 1995 - Chất lượng đất - Lấy mẫu - yêu cầu chung.

 Thí nghiệm chậu vại: Thí nghiệm được tiến hành trong điều kiện nhà

lưới tại khu thí nghiệm của Khoa Môi trường, Trường ĐHNN Hà Nội

gồm 4 công thức với 3 lần nhắc lại, mỗi chậu vại là một lần nhắc lại.

Cây dương xỉ được trồng trong chậu nhựa có chứa 3kg hỗn hợp đất và cát theo tỷ lệ 3: 1 đã được khử trùng ở 1210C trong thời gian 2h, trồng

với mật độ 4 cây/ chậu. Trước khi trồng cây tiến hành khử trùng chậu vại bằng dung dịch cồn 700.

Thí nghiệm gồm 4 công thức:

 Công thức 1: Trồng dương xỉ

 Công thức 2: Trồng dương xỉ + Bón 20g chế phẩm Mycoroot/cây

 Công thức 3: Trồng dương xỉ + Bón 40g chế phẩm Mycoroot/cây

 Công thức 4: Trồng dương xỉ + Bón 80g chế phẩm Mycoroot/cây

 Phương pháp phân tích số lượng nấm rễ có trong chế phẩm

Cân 1g chế phẩm vào cốc thủy tinh, bổ sung thêm nước để hòa tan chế

phẩm. Tiến hành lọc qua rây, và thu bào tử trên bề mặt rây bằng cách

dùng bình tia để tia hết bào tử vào trong hộp petri. Quan sát trên kính

hiển vi soi nổi để đếm số lượng bào tử .

33

 Phương pháp xác định sự xâm nhiễm của nấm cộng sinh rễ (AMF) vào

trong rễ của cây dương xỉ

Ở mỗi chậu thí nghiệm ta tiến hành thu 1g rễ, rửa sạch rễ với

KOH 10% và nhuộm với xanh Trypan 0,05% (trong lactophenol) rồi

quan sát trên kính hiển vi để xác định khả năng xâm nhiễm của nấm rễ

vào rễ cây dương xỉ.

 Phương pháp xử lý mẫu

 Mẫu đất sau khi lấy về phơi khô không khí, sau đó tiến hành giã

đất và sàng qua rây 2mm và bảo quản trong túi polyetylen.

 Cây dương xỉ sau thời gian sinh trưởng 40 ngày được thu hoạch,

rửa sạch đất, tách riêng phần thân lá và phần rễ, sau đó cân khối lượng tươi của thân lá và rễ. Sấy khô mẫu ở 700C cho đến khi

khối lượng không đổi, cân xác định sinh khối khô, sau đó nghiền

nhỏ mẫu và bảo quản trong túi polyetylen.

 Phương pháp phân tích:

 Phân tích đất

 pH (KCl) được xác định bằng pH meter

 Thành phần cơ giới được xác định theo phương pháp pipet

(ống hút Robinson)

 Dung tích trao đổi cation của đất (CEC) được xác định theo

phương pháp dùng amoni axetat

 Chất hữu cơ của đất (OM) được xác định theo phương pháp

Walkley – Black

 Hàm lượng Pb tổng số: Công phá mẫu bằng dung dịch

cường thủy (hỗn hợp 2 dung dịch axit HCl và HNO3 với tỷ lệ

3:1) và đo trên máy quang phổ hấp thụ nguyên tử

 Hàm lượng Pb linh động: Chiết mẫu bằng dung dịch HCl

0,1M sau đó đo trên máy quang phổ hấp thụ nguyên tử

34

 Phân tích cây:

Cân 0,5 g mẫu thực vật cho vào chén sứ nung ở 5500C trong

vòng 4h sau đó lấy ra để nguội, hòa tan bằng 5ml HCl 6N, đun sôi 15

phút để hòa tan cặn. Lấy ra để nguội và lên thể tích 50 ml bằng nước

cất sau đó mang đi đo trên máy quang phổ hấp thụ nguyên tử

 Phương pháp xác định tổng lượng chì mà cây trồng loại bỏ được

Từ hàm lượng Pb cây tích lũy được trong các bộ phận và lượng sinh

khối khô của từng bộ phận của cây ta có thể tính toán được lượng Pb

mà cây lấy đi khỏi đất.

 Nếu hàm lượng Pb tích lũy trong cây là a (mgPb/kg SKK)

 Lượng sinh khối khô trung bình của 1 chậu thí nghiệm là x (g

SKK/chậu)

 Thì lượng Pb cây lấy đi khỏi đất (mgPb/chậu) = ax/1000

 Phương pháp xử lý số liệu: Số liệu được phân tích, tổng hợp bằng phần

mềm Excel, IRRISTAT

 Phương pháp so sánh với Quy chuẩn môi trường: QCVN

03:2008/BTNMT: Quy chuẩn kĩ thuật quốc gia về giới hạn kim loại

nặng trong đất

35

Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU

4.1. Đặc điểm chung về địa bàn nghiên cứu

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

Hưng Yên

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

 Vị trí địa lí

Xã Chỉ Đạo là xã nằm về phía Đông Bắc huyện Văn Lâm, cách trung tâm huyện 6 km, có tọa độ địa lý : Vĩ độ 20048’45’’, kinh độ: 105002’30’’.

Xã có vị trí giáp ranh như sau: Phía Bắc giáp tỉnh Bắc Ninh, phía Nam giáp

xã Minh Hải, phía Đông giáp xã Đại Đồng, phía Tây giáp xã Lạc Đạo.

 Đặc điểm địa hình, đất đai của xã Chỉ Đạo

Xã Chỉ Đạo nhìn chung có địa hình phức tạp, cao thấp không đều, thoải

dần từ Đông Bắc xuống Tây Nam, độ cao trung bình là 3 – 4 m, với địa hình

như vậy sẽ tạo điều kiện chất ô nhiễm lan tỏa trên diện rộng. Đất đai ở đây là

đất phù sa của hệ thống sông Hồng bồi đắp hàng năm, đặc tính của đất chua,

hàm lượng dinh dưỡng từ trung bình đến cao. Tầng đất canh tác chủ yếu

thuộc loại đất thịt, đất thịt pha sét và đất thịt pha cát, độ dày từ 15 – 20 cm.

Nhìn chung đất đai và địa hình của Chỉ Đạo phù hợp cho việc phát triển nông

nghiệp, xây dựng hệ thống giao thông, thủy lợi, cơ sở hạ tầng.

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

Yên

Chỉ Đạo là một xã phần lớn còn là thuần nông, công nghiệp và dịch vụ

mới phát triển bước đầu và còn nhỏ lẻ; diện tích đất tự nhiên là 597,1 ha,

trong đó diện tích đất canh tác là 360,49 ha; dân số 8473 người. Xã nằm ở

trung tâm huyện, cách thị trấn huyện lỵ Văn Lâm 6km. Có hệ thống giao

thông đường bộ và đường sắt khá thuận lợi. Đầu năm thời tiết diễn biến phức

tạp nên gặp không ít khó khăn cho sản xuất nông nghiệp. Ảnh hưởng của suy

thoái tài chính, kinh tế chung phục hồi chậm, giá cả nông sản thấp, một số 36

loại giảm nhẹ như: thóc, gạo, thịt gia cầm đã tác động đáng kể đến phát triển

kinh tế chung của xã.

Năm 2013 giá trị tổng sản phẩm xã hội (theo giá thực tế) đạt khoảng

96.920.000.000 đồng (so với năm 2012 là 71.800.000.000 đồng, tăng xấp xỉ

13,5%). Thu nhập bình quân đầu người đạt xấp xỉ 11,4 triệu đồng.

 Sản xuất nông nghiệp

Sản xuất nông nghiệp chiếm 50,5% với giá trị sản xuất gần 49 tỷ đồng.

Tổng diện tích gieo cấy lúa bình quân hai vụ chiêm và mùa toàn xã là 350,8

ha/vụ. Các giống lúa chủ yếu được gieo cấy là lúa chất lượng cao như nếp,

Bắc thơm số 7 chiếm 55 – 60 %, lúa năng suất cao là các giống lúa lai hai

dòng như TH3 – 3, Bio 404, SYN 6 chiếm khoảng 15 – 20%, còn lại là

Khang dân 18 và một số giống khác. Năng suất lúa bình quân năm 2013 đạt

180 – 200 kg/sào (đạt 110 tạ/ ha giảm 10 tạ/ ha so với 2012) trong đó năng

suất lúa bình quân vụ chiêm xuân đạt 230 kg/sào (6,38 tấn/ha), nhiều hộ đạt

240 – 250 kg/sào. Còn vụ mùa, do thời tiết nắng nóng, thiếu nước, cuối vụ lại

bị bạc lá, cháy lá nên năng suất giảm đáng kể, chỉ đạt 150 – 160 kg/sào (giảm

40 – 50 kg/sào so với vụ mùa năm 2012).

 Chăn nuôi

Theo thống kê đến tháng 12/2013 đàn lợn có 1.934 con; đàn gia súc gia

cầm 15.000 con, đàn trâu bò có 62 con. Do ảnh hưởng của giá thức ăn chăn

nuôi cao, nên đàn gia súc gia cầm của xã không tăng so với năm ngoái, song

vẫn duy trì ổn định.

 Tiểu thủ công nghiệp

Trong năm 2013 nghề thủ công nghiệp và dịch vụ đã khắc phục mọi

khó khăn duy trì nhịp độ phát triển, tiểu thủ công nghiệp chiếm 32,5% với giá

trị sản xuất xấp xỉ 31,5 tỷ đồng, dịch vụ thương mại chiếm 17% giá trị thu là

gần 16,5 tỷ đồng. Toàn xã có khoảng 185 hộ tái chế kim loại màu, tái chế

nhựa, dịch vụ cơ khí, ăn uống, giải khát, tạp hóa, say xát…Bình quân mỗi hộ 37

làm nghề thu từ 5 – 6 triệu đồng/tháng. Cá biệt có một số hộ thu nhập bình

quân đạt trên 10 triệu đồng/ tháng.

4.1.2. Hiện trạng làng nghề

Theo số liệu của Sở Công nghiệp Hưng Yên, trên địa bàn huyện có trên

30 làng nghề trong đó có 17 làng nghề thủ công mỹ nghệ, 4 làng nghề sản

xuất vật liệu xây dựng, 5 làng nghề tái chế kim loại và da, và nhóm chế biến

nông sản, dược phẩm, dược liệu là 8 làng nghề. Hầu hết các làng nghề trên có

thiết bị công nghệ lạc hậu, chắp vá.

Từ hàng chục năm nay, Đông Mai đã nổi tiếng trong tốp các làng nghề

ô nhiễm môi trường trầm trọng nhất tỉnh. Theo các nhà chuyên môn, hàm

lượng chì thải ra ở Đông Mai ở mức đáng lo ngại: trong nguồn nước, mức

trung bình là 0,77mg/l, vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 7,7 - 15 lần. Ở nơi ao

hồ đãi và đổ xỉ hàm lượng là 3,278mg/l; vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 32 -

65 lần. Còn trong đất, hàm lượng chì trung bình là 398,72 mg/kg. Trong không khí, từ 26,332 mg/m3 - 46,414 mg/m3, gấp 4.600 lần so với tiêu chuẩn

cho phép [28].

Theo Quyết định 64-2003/QĐ - TTg của Thủ tướng Chính phủ, đến hết

năm 2007 thôn Đông Mai phải hoàn thành việc xử lý ô nhiễm môi trường,

thực hiện di dời các lò tái chế chì ra khỏi khu dân cư. Đầu năm 2011, tỉnh

Hưng Yên đã phê duyệt dự án xây dựng cụm công nghiệp Đông Mai để tập

trung các hộ tái chế kim loại độc hại sử dụng mô hình sản xuất hiện đại khép

kín, để không còn chì trong khói và nước thải ra môi trường. Dự án có quy

mô rộng 21 ha, nằm trên cánh đồng thôn Đông Mai, cách xa khu dân cư trên 1

km. Tuy nhiên tính đến hết năm 2013, toàn thôn vẫn còn khoảng 27 hộ tham

gia tái chế chì trong khu dân cư.

Quy trình sản xuất chì ở thôn Đông Mai chủ yếu bằng phương pháp thủ

công, từ lấy nguyên liệu, vận chuyển đến đưa chì vào lò nấu tái chế. Nguyên

liệu nấu chì là phế thải từ bình ắc quy hỏng được thu mua từ khắp nơi trong 38

cả nước dồn về làng Đông Mai. Sau khi phá dỡ bình ắc quy lấy lõi chì, chì sẽ

được cho vào lò nấu thành chì thành phẩm . Ở giai đoạn tinh chế chì, bản cực

chì phế liệu được tinh chế lại bằng cách đun nóng chảy trong lò hỏa luyện.

Trên bản cực chì phế liệu có nhiều chất: chì kim loại, oxit chì, chì sunfat... Để

tách chì ra khỏi hỗn hợp này thì than cốc trong lò hỏa luyện sẽ là tác nhân khử

oxit chì, chì sunfat về dạng chì kim loại. Do quá trình tái chế sử dụng các

phương pháp truyền thống, lạc hậu nên phát sinh ra nhiều chất ô nhiễm gây ô

nhiễm môi trường.

Hình 4.1: Quá trình phá dỡ bình ắc

Hình 4.2: Axít từ những bình ắc

quy rất thủ công

quy hỏng đƣợc xả thẳng ra môi

(Nguồn: http://nld.com.vn/) [30]

trƣờng

Trong quá trình tháo dỡ các bình ắc quy sẽ phát sinh hơi axit và bụi chì,

dung dịch axit trong bình ác quy có chứa chì bị đổ bừa bãi, chảy tự do khắp

39

các cống rãnh, kênh mương; tấm cách điện và vỏ bình để khắp đường làng

ngõ xóm. Còn trong quá trình tinh chế chì, axit dư trên bản cực chì, lượng chì

theo bụi khói bay ra phát tán vào không khí mà không hề được xử lý, sau đó

rơi xuống mặt đất, ao hồ gây ô nhiễm môi trường. Tất cả các chất thải trên,

thông qua quá trình đổ thải trực tiếp hoặc lắng đọng từ không khí được tích

lũy trong đất, kênh mương mà đây lại là nguồn nước tưới cho sản xuất nông

nghiệp nên đã dẫn đến hiện tượng ô nhiễm kim loại tại các khu vực đất nông

nghiệp, hoặc thấm sâu theo các tầng đất làm ô nhiễm nước ngầm, nước mặt

tại khu vực này.

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

Xác định một số tính chất lí hóa học của đất bằng cách phân tích một số

chỉ tiêu như pHKCl, chất hữu cơ (OM), dung tích hấp thụ trao đổi cation

(CEC), thành phần cơ giới, hàm lượng Pb (tổng số và dễ tiêu). Kết quả được

thể hiện trong bảng dưới đây:

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

STT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị

- 4,3 1 pHKCl

OM % 3,03 2

CEC lđl/100g đất 13,2 3

Cát % 42,2 Thành phần cấp

Limon

%

45,1

4

hạt

Sét

%

12,7

 Thành phần cơ giới

Thành phần cơ giới đặc trưng cho nguồn gốc phát sinh, tính chất lí hóa

học đất và quyết định đến độ phì nhiêu của đất. Đất càng nặng khả năng giữ

các chất dinh dưỡng càng tốt, nhưng đồng thời khả năng giữ lại các chất ô

40

nhiễm cũng càng lớn. Mẫu đất lấy tại thôn Đông Mai có hàm lượng sét đạt

12,7 %; limon đạt 45,1%; và cát là 42,2 %. Theo sơ đồ xác định thành phần

cơ giới đất của USDA (theo giáo trình Thổ nhưỡng) [4] thì đất nghiên cứu

thuộc loại đất thịt. Đất thịt là loại đất có tỷ lệ của các cấp hạt cũng như các

đặc tính lí hóa học nằm trung gian giữa hai loại đất cát và đất sét do đó đất

thịt thường rất tốt, vừa có những đặc tính lí, hóa học và sinh học phù hợp với

nhiều loai cây trồng, vừa dễ làm đất và chăm bón lại có năng suất cao.

 pH

pH là yếu tố quan trọng trong đánh giá trạng thái của đất, nó ảnh hưởng

tới một số quá trình lí, hóa, sinh học xảy ra trong đất; có ý nghĩa lớn trong

đánh giá độ phì của đất và chuyển hóa chất ô nhiễm. Theo độ pHKCl ta có thể

xác định được mức độ chua của đất. Kết quả phân tích mẫu đất lấy tại cánh

đồng Hè của thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên

cho thấy giá trị pHKCl là 4,3. Theo thang đánh giá trong cuốn Sổ tay phân tích

đất – nước – cây trồng của Viện Thổ nhưỡng – Nông hóa thì có thể kết luận

đất của khu vực này thuộc loại rất chua.

Nguyên nhân của hiện tượng này có thể là do đất của khu vực nghiên

cứu phải hứng chịu một lượng lớn nước thải axit từ quá trình phá dỡ bình ắc

quy đổ ra. Bên cạnh đó hiện tượng đất chua còn có thể là do quá trình canh

tác, bà con sử dụng quá nhiều phân bón hóa học. Phân hóa học thường có

chứa các gốc axit cây không hút hoặc hút rất ít, tồn tại trong đất, cùng với

nước tạo thành axit làm cho đất chua.

Giá trị pH trong đất thấp có thể làm gia tăng nguy cơ ô nhiễm do nó

làm tăng tính linh động của các cation trong đất đặc biệt là các nguyên tố kim

loại nặng.

 Chất hữu cơ của đất (OM (%))

Chất hữu cơ là một chỉ tiêu quan trọng của đất. Dấu hiệu cơ bản làm

đất khác đá mẹ là đất có chất hữu cơ. Số lượng và tính chất của chúng tác 41

động mạnh mẽ đến quá trình hình thành đất, quyết định nhiều tính chất lí, hóa,

sinh và độ phì của đất. Chất hữu cơ gồm hai phần là tàn tích hữu cơ chưa bị

phân giải vẫn giữ nguyên hình thể (rễ, thân, lá cây, xác động vật) và những

chất hữu cơ đã được phân giải. Riêng phần thứ hai lại bao gồm các hợp chất

hữu cơ ngoài mùn và nhóm các hợp chất mùn. Nhờ vậy mà chất hữu cơ được

coi là phần quý nhất của đất, nó không chỉ là kho dinh dưỡng cho cây trồng

mà còn có thể điều tiết nhiều tính chất đất theo hướng tốt, là yếu tố tăng lượng

và chất của CEC, tăng kết cấu đất...

Theo kết quả phân tích được, đối chiếu với thang đánh giá của W.

Siderius (giáo trình thổ nhưỡng học) [4] thì đất nghiên cứu có mức độ chất

hữu cơ thuộc nhóm trung bình.

 Dung tích hấp thụ trao đổi cation (CEC)

Dung tích trao đổi cation có thể hiểu là tổng số cation của một loại

được đất giữ ở trạng thái trao đổi trong điều kiện tiêu chuẩn và có khả năng

trao đổi với các cation của dung dịch tương tác với đất.

CEC của mẫu đất nghiên cứu có giá trị là 13,2 lđl/100g chứng tỏ mẫu

đất nghiên cứu thuộc vào nhóm có dung tích trao đổi cation trung bình (giáo

trình thổ nhưỡng) [4]. Đối chiếu với CEC của một số loại đất Việt Nam thì

giá trị này cũng hoàn toàn phù hợp với CEC của đất phù xa sông Hồng (CEC:

10 – 15 lđl/100g đất) [15].

 Hàm lượng chì (Pb)

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

Đơn vị: mg/kg đất khô

Chỉ tiêu

Pb tổng số

Pb dễ tiêu

Hàm lượng

2622,14

378,20

QCVN 03:2008/BTNMT

70

42

Từ bảng hàm lượng Pb dạng tổng số và dễ tiêu trong mẫu đất nghiên

cứu ta thấy hàm lượng Pb trong đất đạt giá trị rất cao. Chì tổng số đạt giá trị

2622,14 mgPb/kg đất khô, vượt quy chuẩn cho phép về giới hạn Pb trong đất

nông nghiệp tới hơn 37 lần. Riêng hàm lượng Pb dễ tiêu, mặc dù tương đối

nhỏ so với lượng chì tổng số nhưng nó cũng vượt tới hơn 5,4 lần so với giới

hạn cho phép đối với Pb tống số quy định trong QCVN 03:2008/BTNMT

chứng tỏ mẫu đất lấy tại đây đã bị ô nhiễm Pb rất nặng. Điều này cực kì nguy

hiểm khi mà nơi tiến hành lấy mẫu đất để phân tích (khu ruộng tại cánh đồng

Hè thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên) vẫn đang

được người dân sử dụng để canh tác lúa, do đó tiềm ẩn nguy cơ cao về sự tích

tụ chì trong các sản phẩm nông nghiệp, đe dọa nghiêm trọng đến sức khỏe

người dân sử dụng những sản phẩm này.

4.3. Đánh giá chất lƣợng chế phẩm Mycoroot trƣớc khi sử dụng

Chế phẩm nấm rễ Mycoroot được công ty TNHH Thời Đại Xanh sản

xuất và cung cấp. Chế phẩm Mycoroot có dạng bột màu đen xám, được tạo

thành từ các bào tử nấm rễ của một số loài như Glomus mosseae, G. clarum,

G. caledonium, G. intraradices, G. etunicatum ..., cùng với chất mang là cát

và than bùn phối trộn đều.

Trước khi sử dụng thì chế phẩm nấm rễ (Mycoroot) được đem đi phân

tích để đánh giá chất lượng bằng cách xác định số lượng bào tử nấm rễ có

trong chế phẩm. Sau khi hòa 1g chế phẩm vào nước và lọc qua rây, ta tiến

hành thu bào tử nấm rễ ở trên bề mặt rây và quan sát trên kính hiển vi soi nổi

để đếm số lượng bào tử. Kết quả cho thấy, trong 1 g chế phẩm Mycoroot có

25 bào tử nấm rễ, tương đương với 250 bào tử/10g chế phẩm.

Mặc dù chưa có tiêu chuẩn về chất lượng chế phẩm nấm rễ nhưng kết

quả quan sát được cho thấy, nó hoàn toàn phù hợp với thông tin mà nhà sản

xuất cung cấp (250 – 300 bào tử/ 10gram chế phẩm).

43

Hình 4.3: Bào tử nấm rễ quan sát trên kính hiển vi soi nổi

4.4. Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu Pb của cây dƣơng xỉ cộng

sinh với nẫm rễ (AMF)

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

Sự cộng sinh nấm rễ bắt đầu bằng sự nảy mầm từ một yếu tố lan truyền

giống được lưu trữ trong đất (ở đây là bào tử của nấm rễ). Sợi nấm cảm ứng

được sự hiện diện của rễ cây bằng sự phát triển hướng vào rễ, thiết lập sự tiếp

xúc với rễ và phát triển dọc theo bề mặt rễ cây. Tiếp đến một hoặc nhiều sợi

nấm sinh ra khối u (chỗ phồng) gọi là giác bám, bám giữa hai tế bào biểu bì.

Quá trình xâm nhập xảy ra khi sợi nấm từ giác bám đâm thủng biểu bì hoặc

vỏ tế bào rễ để xâm nhập vào rễ. Thể sợi nấm sau khi xâm nhập vào rễ có thể

sinh trưởng nhanh len lỏi giữa các tế bào rồi mới vào trong tế bào hình thành

nên Arbuscules – có dạng giống như bụi cây nhỏ, được hình thành do sự phân

nhánh lặp đi lặp lại và sự giảm chiều rộng của sợi nấm bắt đầu từ thân sợi

nấm ban đầu (đường kính 5 – 10 µm) và kết thúc bằng sự gia tăng của các

nhánh sợi nấm nhỏ (đường kính <1µm).

Cùng với sự xâm nhập bên trong, sợi nấm đâm nhánh ra phía ngoài và

phát triển dọc theo bề mặt rễ và hình thành nên nhiều điểm xâm nhập vào rễ

44

hơn. Mạng lưới sợi nấm này có thể phát triển vài cm từ bề mặt rễ cây giúp rễ

hấp thu những ion khoáng kém linh động trong đất.

Sau khi thu thập các mẫu rễ để đánh giá khả năng xâm nhiễm của nấm

rễ vào rễ cây dương xỉ, ta nhận thấy nấm rễ ở các công thức có bổ sung chế

phẩm đều có khả năng xâm nhiễm vào rễ cây dương xỉ, tuy nhiên khả năng

xâm nhiễm của chúng ở các công thức là khác nhau.

Hình 4.4: Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dƣơng xỉ

Từ đồ thị trên hình 4.6 ta thấy, ở hai công thức bón chế phẩm với liều

lượng lớn (40 – 80 g chế phẩm/cây), khả năng xâm nhiễm của nấm rễ khá

mạnh (chiếm trên 20% chiều dài rễ). Điều đó cho thấy ở hai công thức CT3

và CT4, nhiều khả năng là nấm rễ sẽ hỗ trợ đắc lực cho cây dương xỉ trong

quá trình sinh trưởng, phát triển cũng như chống chịu tốt với điều kiện bất lợi

của môi trường.

45

Ta cũng thấy, mặc dù ở công thức đối chứng (CT1) không được bón

chế phẩm nấm rễ Mycoroot nhưng khi đánh giá khả năng xâm nhiễm của nấm

rễ vào rễ cây dương xỉ vẫn nhận thấy ở công thức này có khả năng xâm nhiễm

yếu. Nguyên nhân có thể là do trong rễ cây dương xỉ lấy về trồng đã có sẵn

những mảnh rễ có nấm rễ cộng sinh. Tuy nhiên, mức cộng sinh này là không

đáng kể, chỉ có khoảng 2%.

4.4.2. Sinh trưởng phát triển của cây trồng thí nghiệm

Một trong những vấn đề quan trọng cần quan tâm khi sử dụng công

nghệ thực vật để xử lý ô nhiễm môi trường nói chung và xử lý ô nhiễm kim

loại nặng nói riêng đó là tốc độ sinh trưởng, phát triển của cây trồng đó. Bởi

vì sinh khối cao cũng đồng nghĩa với việc loại bỏ được nhiều chất ô nhiễm

hơn.

Cây Dương xỉ sau khi trồng 40 ngày (từ ngày 10/3 – 21/4/2014) được

thu hoạch, rửa sạch để ráo, tách cây thành hai phần (phần thân lá và phần rễ),

rồi cân để xác định sinh khối tươi. Sinh khối khô được xác định bằng cách sấy các thành phần của cây ở 700C cho đến khi khô hoàn toàn. Kết quả thu được ở

bảng sau:

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

Sinh khối tươi (g/chậu) Công

Thân lá Rễ % tăng so với đối chứng Tổng thức

37,66 24,43 62,09 - CT1

40,06

27,88

67,94

9,42 %

CT2

49,41

31,06

80,47

29,60 %

CT3

55,98

40,66

96,64

55,64 %

CT4

4,50

3,80

CV %

3,88

2,20

LSD0,05

46

Qua bảng số liệu ta có thể thấy có sự khác nhau về sinh khối giữa các

công thức thí nghiệm. Nhìn chung các công thức có bón chế phẩm nấm rễ

Mycoroot với liều lượng khác nhau đều cho mức sinh khối cao hơn so với

công thức đối chứng (CT1) dao động từ 1,1 – 1,6 lần (tương ứng với mức

tăng từ 9,42 % - 55,64 %). Kết quả này cũng thống nhất với kết quả nghiên

cứu của tác giả Bùi Thị Kim Anh (2011) khi sử dụng chế phẩm nấm rễ trong

nghiên cứu sử dụng thực vật (cây dương xỉ) để xử lý Asen trong vùng đất

khai thác khoáng sản.

Trong các công thức thí nghiệm ta đều có thể nhận thấy, cả rễ và thân

lá dương xỉ đều có xu hướng tăng dần sinh khối theo chiều tăng của lượng chế

phẩm bổ sung vào đất (tổng sinh khối tươi 67,94g; 80,47; 96,64 g tương ứng

với mức bón 20 – 40 – 80 g chế phẩm Mycoroot/cây). Mức sinh khối lớn nhất

đạt được ở công thức 4 với khối lượng 55,98 g thân lá/chậu và 40,66g

rễ/chậu. Trong khi đó sinh khối nhỏ nhất là 37,66 g thân lá/chậu và 24,43 g rễ

/chậu (công thức 1 – công thức đối chứng).

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

Sinh khối khô (g/chậu) Công

Thân lá % tăng so với đối chứng thức Rễ Tổng

CT1 5,28 6,18 11,46 -

CT2 6,06 6,20 12,26 6,98 %

CT3

6,92

8,24

15,16

32,29 %

CT4

8,06

9,11

17,17

49,83 %

CV %

2,80

2,50

0,35

0,35

LSD0,05

Tương tự như vậy, lượng sinh khối khô của cây dương xỉ trong công

thức 4 (CT4) đạt mức lớn nhất, theo sau là công thức 3 (CT3) và công thức 2

47

(CT2), thấp nhất ở cây trồng trong công thức đối chứng (CT1). So với công

thức đối chứng, các công thức thí nghiệm còn lại có mức sinh khối khô cao

hơn lần lượt là 6,98 %; 32,29 %; 49,83 %. Còn khi so sánh giữa khối lượng

sinh khối khô và lượng sinh khối tươi ở các công thức thí nghiệm ta thấy

lượng sinh khối khô trung bình chiếm16,2 % (đối với thân lá) và 21% (đối với

rễ) sinh khối tươi.

Kết quả thí nghiệm cho thấy mối quan hệ cộng sinh giữa nấm rễ (AMF)

và cây trồng đem lại lợi ích trong việc tăng sinh khối cho cây, mức chế phẩm

bổ sung càng lớn thì sinh khối thu được càng cao. Sinh khối tăng mức cao

nhất là 55,64 % (ở công thức 4 – mức bón chế phẩm lớn nhất) so với công

thức đối chứng không nhiễm nấm rễ cộng sinh (AMF). Hiệu quả này có thể

là do trong quá trình xâm nhiễm vào rễ cây, nấm cộng sinh rễ (AMF) làm

tăng diện tích tiếp xúc giữa rễ cây và đất do đó làm tăng bề mặt hấp thụ của rễ

cây, chúng có thể tiếp xúc được với các hạt nhỏ của đất, hút được các chất

dinh dưỡng và nước mà các lông hút của rễ cũng không hút được. Đồng thời

nó cũng tham gia tích cực vào quá trình phân hủy, chuyển hóa các hợp chất

hữu cơ trong đất, biến các chất hữu cơ khó tiêu thành các chất vô cơ dễ tiêu

cho cây, chuyển hóa chất khoáng, tăng khả năng hòa tan của các chất như sắt,

phốt pho…do đó làm tăng khả năng hấp thu các chất dinh dưỡng của cây và

kết quả là tăng sinh khối cây trồng [23], [24].

Ngoài ra, trong quá trình sống chúng còn có khả năng tiết ra các chất

kháng sinh có tác dụng ức chế các vi sinh vật gây bệnh hại, tiết các chất như

axit amin, vitamin, enzym, hoóc môn thực vật như axít Idolaxetic (IAA)…

góp phần kích thích các vi sinh vật có lợi ở vùng rễ và kích thích sự sinh

trưởng và phát triển của cây trồng.

Với ưu điểm là vừa xử lý được kim loại nặng trong đất, vừa tạo ra màu

xanh cho các vùng đất ô nhiễm (nơi mà các cây cỏ thông thường không thể

phát triển được) mà giá thành của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật thấp 48

hơn nhiều so với công nghệ khác; dễ vận hành nên trong những năm gần đây

công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường nói chung và xử lý ô

nhiễm kim loại nặng trong đất nói riêng đang nhận được sự quan tâm của

đông đảo các nhà khoa học. Những cây được sử dụng cho công nghệ này

thường phải đảm bảo yêu cầu có khả năng tích lũy kim loại nặng cao và cho

sinh khối lớn. Tuy nhiên, những cây có thể cho sinh khối cao thì khả năng

chống chịu kim loại nặng thường rất kém, còn những cây chống chịu được

kim loại nặng lại thường gặp ở những cây có sinh khối thấp, thời gian xử lý

kéo dài. Bên cạnh đó, theo kết quả thí nghiệm thì khi cây trồng thí nghiệm

(dương xỉ) cộng sinh với nấm rễ (AMF), mức sinh khối đã được cải thiện

đáng kể. Điều này có thể ghóp phần đem lại lợi ích lớn trong quá trình xử lý

bởi vì khi tăng lượng sinh khối cho cây thì cũng kéo theo sự tăng lượng kim

loại nặng được lấy ra khỏi đất và rút ngắn được thời gian xử lý.

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

Hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong sinh khối thực vật là yếu tố có

vai trò quyết định đến khả năng và tốc độ xử lý của công nghệ thực vật trong

xử lý ô nhiễm môi trường.

Trước khi tiến hành trồng cây, mẫu cây dương xỉ được đem đi phân

tích để xác định hàm lượng Pb ban đầu có trong các bộ phận. Kết quả cho

thấy hàm lượng Pb trong thân lá và trong rễ tương ứng là 32,55 và 115,79

mgPb/kg SKK. Sau thời gian 40 ngày thí nghiệm, để đánh giá mức độ ảnh

hưởng của mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ AMF trong các

công thức sử dụng liều lượng chế phẩm khác nhau tới sự tích lũy Pb trong các

bộ phận của cây, tôi tiến hành phân tích hàm lượng chì trong cây dương xỉ ở

các công thức, kết quả được thể hiện ở hình 4.7 và 4.8.

Kết quả phân tích cho thấy, hàm lượng Pb trong các bộ phận của cây

dương xỉ sau thí nghiệm lớn hơn rất nhiều so với cây trồng trước thí nghiệm.

Đối với thân lá cây dương xỉ, kết quả sau thí nghiệm chỉ ra rằng hàm lượng 49

chì tích lũy dao động từ 85,05 mg Pb/kg sinh khối khô tới 123,93 mg Pb/kg

sinh khối khô. So với hàm lượng chì trong thân lá dương xỉ trước khi trồng thì

mức tăng phổ biến từ 2,61 – 3,81 lần.

Hình 4.5: Ảnh hƣởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong

thân lá dƣơng xỉ sau 40 ngày trồng

Hàm lượng Pb tích lũy trong thân lá của cây dương xỉ tỉ lệ thuận với

liều lượng chế phẩm nấm rễ bổ sung vào đất. Theo chiều tăng dần của liều

lượng chế phẩm Mycoroot bón vào đất thì hàm lượng Pb tích lũy trong thân lá

cũng tăng theo. Mức tích lũy cao nhất đạt được ở công thức 4 (bổ sung 80g

chế phẩm nấm rễ /cây) đạt 123,93 mg Pb/kg sinh khối khô. Trong khi đó mức

tích lũy thấp nhất xảy ra ở công thức đối chứng (CT1 - không bón chế phẩm

Mycoroot) đạt giá trị là 85,05 mgPb/kg sinh khối khô. Giữa công thức bón

40g và 80 g chế phẩm vi sinh vật/ cây, hàm lượng Pb tích lũy không có sự

khác biệt nhiều.

50

Còn đối với rễ cây dương xỉ, kết quả cho thấy một chiều hướng tương

tự như đối với thân lá khi mà hàm lượng Pb trong cây sau thí nghiệm cũng

lớn hơn nhiều so với trước khi trồng. Tuy nhiên mức tăng này còn mạnh hơn

so với mức tăng của hàm lượng Pb trong thân lá sau thí nghiệm. Mức tăng

hàm lượng chì tích lũy trong rễ cây dương xỉ so với trước khi trồng ở các

công thức thí nghiệm lần lượt là 5,20; 6,56; 7,21; 6,58 lần.

Sau thí nghiệm, hàm lượng Pb tích lũy trong rễ nhiều nhất ở công thức

3 (bón 40 g chế phẩm Mycoroot/cây) đạt giá trị 834,63 mg Pb/kg, tăng 38,5 %

so với công thức đối chứng. Hàm lượng chì tích lũy trong các công thức 2 và

4 (bổ sung 20 – 80 g chế phẩm/cây) đều cao hơn so với công thức đối chứng.

Chênh lệch giữa CT2, CT4 với CT1 lần lượt là 156,62 mg/kg và 159,37

mg/kg tương ứng với mức tích lũy Pb tăng gấp 26 và 26,4%.

Hình 4.6: Ảnh hƣởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong rễ

cây dƣơng xỉ sau 40 ngày trồng

51

So sánh mức độ tích lũy Pb giữa thân lá và rễ, ta có thể thấy hàm lượng

Pb trong rễ ở tất cả các công thức đều cao hơn rất nhiều so với trong thân lá.

Kết quả này hoàn toàn phù hợp với kết quả thí nghiệm của nhiều nhà khoa

học trước đó trong các nghiên cứu về sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm

(Lương Thị Thúy Vân, 2011; Phan Quốc Hưng, Đỗ Thị Hải Yến và cộng sự,

2012). Trung bình Pb tích lũy trong rễ cao hơn trong thân lá gần 6,9 lần (dao

động từ 6,15 – 7,4 lần). Công thức bón 40 g chế phẩm Mycoroot/cây (công

thức 3) có khả năng hấp thụ Pb tốt nhất.

Sự tích lũy Pb trong rễ + thân lá trong các công thức có bổ sung chế

phẩm đều cao hơn so với công thức đối chứng đã cho thấy ảnh hưởng tích cực

của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy Pb. Kết quả này cũng tương đồng với

kết quả nghiên cứu của tác giả Bùi Thị Kim Anh (2011). Đồng thời, ta cũng

thấy hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong thân lá và rễ giữa các công thức

có bón chế phẩm với liều lượng khác nhau là khác nhau đã phần nào khẳng

định rằng liều lượng chế phẩm vi sinh vật cũng ảnh hưởng tới sự hấp thụ Pb

của thực vật. Bón chế phẩm nấm rễ theo đúng liều lượng khuyến cáo của nhà

sản xuất (40g chế phẩm/cây – CT3) cho kết quả tích lũy Pb lớn nhất.

Sự khác biệt về mức hấp thu Pb trong công thức bón chế phẩm với

công thức đối chứng, cũng như giữa các công thức bón chế phẩm với liều

lượng khác nhau có thể là do nấm cộng sinh rễ (AMF) có khả năng mở rộng

hệ rễ, tăng sự hấp thu dinh dưỡng một cách đáng kể cho cây. Cùng với quá

trình hấp thu nước, các chất khoáng…thì Pb cũng được hấp thu thông qua

khuẩn ty của nấm, nó có thể tích lũy lại trong các sợi nấm hoặc vận chuyển

vào trong cây nhờ đó mà những cây trồng có cộng sinh với nấm rễ có thể tăng

cường sự hấp thu kim loại nặng, tăng cường sự vận chuyển từ rễ lên thân lá

(Vera Göhre, Uta Paszkowski, 2006) [25].

Chế phẩm vi sinh vật giúp tăng cường sự chống chịu, hấp thu kim loại

nặng cho cây trồng không chỉ bởi thay đổi các quá trình sinh lý đặc biệt của 52

cây mà nó còn trực tiếp tác động đến sự có mặt, sự hấp thu, thay đổi cân bằng

nội tiết, ảnh hưởng đến dịch tiết của rễ cây, pH và các đặc tính lí hóa của đất

(A. Vivas et al, 2003) [21].

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

Trong công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm môi trường nói chung và xử lý

ô nhiễm kim loại nặng trong đất nói riêng, người ta có thể tính toán hiệu quả

của quá trình xử lý thông qua chỉ tiêu lượng chất ô nhiễm do cây trồng lấy đi

khỏi đất.

Từ hàm lượng (nồng độ) chì (Pb) mà cây tích lũy được trong các bộ

phận (mg Pb/kg sinh khối khô) và lượng sinh khối khô của từng bộ phận của

cây (g sinh khối khô/chậu), ta có thể tính toán được lượng Pb mà cây lấy đi

khỏi đất (mg Pb/ chậu).

Bảng 4.5: Tổng lƣợng Pb đƣợc loại bỏ khỏi đất do sự hấp thụ của cây

dƣơng xỉ

Đơn vị: mg Pb/chậu

Công thức Thân lá Rễ Tổng

CT1 0,53 3,18 3,71

CT2 0,63 4,6 5,23

CT3 1,00 5,78 6,78

CT4 1,13 6,14 7,27

Số liệu thu được tại bảng 4.5 cho thấy, lượng Pb loại bỏ khỏi đất do sự

tích lũy trong thân lá của cây dương xỉ ở những công thức có bón chế phẩm

có sự tăng mạnh mẽ so với công thức không bổ sung chế phẩm. Ở công thức

bổ sung 20g chế phẩm nấm rễ Mycoroot/cây dương xỉ (CT2), lượng Pb tích

lũy trong thân lá đạt 0,63 mgPb/chậu, cao hơn so với công thức đối chứng là

18,87%. Nhưng ở hai mức bón chế phẩm 40 – 80 g chế phẩm/ cây (CT3,

53

CT4) lượng chì được lấy đi khỏi đất tăng lên đột biến đạt 88,68% và 113,21%

so với công thức đối chứng.

Đối với rễ, mức tăng (%) của lượng chì được loại bỏ khỏi đất trong các

công thức thí nghiệm có bổ sung chế phẩm vi sinh vật so với công thức đối

chứng, mặc dù không lớn như của thân lá nhưng vẫn đạt mức rất cao. Trong

các công thức CT2, CT3, CT4, lượng Pb lấy ra khỏi đất tăng lần lượt là 42,

65%; 81,76 %; 93,08% so với công thức không bổ sung chế phẩm (CT1).

So sánh giữa lượng chì tích lũy trong thân lá và trong rễ ta thấy trong

mỗi công thức thì lượng Pb tích lũy trong rễ luôn lớn hơn nhiều lần so với

trong thân lá, thấp nhất là ở công thức 4 với lượng Pb trong rễ là 6,14 mgPb/

chậu và trong thân là 1,13mg Pb/chậu (cao gấp 5,43 lần). Giá trị này lớn nhất

ở công thức 2 với mức chênh lệch lên đến 7,3 lần.

Kết quả thí nghiệm ở bảng 4.5 đã cho thấy khi bổ sung chế phẩm

Mycoroot với liều lượng tăng dần thì tổng lượng chì (Pb) được loại bỏ khỏi

đất cũng tăng theo. Chênh lệch giữa mức cao nhất và mức thấp nhất là 3,56

mg Pb. Ở các công thức có bón chế phẩm, lượng Pb do cây lấy đi cao hơn

công thức đối chứng trung bình là 1,73 lần (dao động từ 1,41 – 1,96 lần). Bên

cạnh đó ta cũng thấy, mặc dù hàm lượng chì tích lũy trong CT3 là lớn nhất

(121,19 mg Pb/kg SKK (đối với thân lá) và 834,63 mgPb/kg SKK (đối với

rễ)), nhưng do có ưu thế đạt được mức sinh khối khô cao nhất và cao hơn sinh

khối của CT3 tới gần 13,26% nên CT4 (bón 80g chế phẩm/cây dương xỉ)

mới là công thức loại bỏ được nhiều Pb nhất, tổng lượng Pb lấy ra khỏi đất

đạt 7,27mg Pb. Điều này đã ghóp phần nhấn mạnh về tầm quan trọng của

sinh khối thực vật đối với quá trình hấp thụ kim loại nặng. Sinh khối càng lớn

thì khả năng loại bỏ kim loại nặng càng nhiều. Như vậy, việc sử dụng chế

phẩm nấm cộng sinh rễ có thể rút ngắn thời gian xử lý ô nhiễm đất bởi kim

loại nặng.

54

4.4.5. Hàm lượng Pb còn lại trong đất sau thí nghiệm

Sau thời gian thí nghiệm 40 ngày, mẫu đất vùng rễ được thu thập để

phân tích hàm lượng Pb còn lại trong đất. Kết quả phân tích được thể hiện ở

hình sau:

Hình 4.7: Hàm lƣợng chì tổng số còn lại trong đất

Từ đồ thị trên ta thấy, qua thời gian thí nghiệm 40 ngày thì hàm lượng

Pb còn lại trong đất có sự khác biệt giữa bốn công thức thí nghiệm và khác

biệt so với hàm lượng chì trước thí nghiệm.

Sau thí nghiệm, hàm lượng chì ở tất cả các công thức đều thấp hơn so

với hàm lượng chì trong mẫu đất trước khi thí nghiệm, mức giảm trung bình

đạt 10,98%. Mức giảm này thấp nhất ở công thức 1 (công thức đối chứng –

55

chỉ trồng dương xỉ, không bón chế phẩm nấm rễ) với tỷ lệ 5,83%. Công thức

4 (trồng cây dương xỉ + bổ sung 80 g chế phẩm Mycoroot/ cây) có hàm lượng

Pb trong đất giảm so với trước thí nghiệm đạt giá trị lớn nhất tương ứng với tỉ

lệ giảm 16,4%. Còn ở công thức 2, công thức 3 mức giảm này tương ứng là

7,43% và 14,26%.

Khi tiến hành so sánh hàm lượng chì còn lại trong đất giữa các công

thức thí nghiệm có liều lượng chế phẩm vi sinh vật bổ sung khác nhau thì ta

nhận thấy, hàm lượng Pb còn lại thấp nhất là 1693,24 mgPb/kg đất khô (CT4

– bón 80 chế phẩm nấm rễ Mycoroot/cây), lượng chì trong đất giảm đi ở công

thức này cao hơn so với công thức đối chứng (không bổ sung chế phẩm

Mycoroot) tới 11,24%. Ở hai mức bón chế phẩm còn lại (20g chế phẩm/cây

với CT2 và 40g chế phẩm/cây với CT3) cũng cho thấy lượng chì còn lại trong

đất thấp hơn so với công thức đối chứng lần lượt là 1,7% và 8,95%.

Như vậy có thể thấy, mặc dù thời gian thí nghiệm rất ngắn, nhưng rõ

ràng việc bón chế phẩm nấm rễ (Mycoroot) đã có tác dụng tích cực trong việc

làm cho hàm lượng chì trong đất giảm đi. Mức giảm này chịu ảnh hưởng của

liều lượng chế phẩm nấm rễ Mycoroot bổ sung vào đất. Với lượng chế phẩm

bón vào ít (20g chế phẩm/cây) thì lượng Pb được loại bỏ khỏi đất không đáng

kể, nhưng sử dụng chế phẩm với liều lượng lớn sẽ ghóp phần giảm đáng kể

lượng kim loại nặng trong đất.

Tuy nhiên đây chỉ là mức giảm của Pb ở đất sát vùng rễ cây, không thể

quy ra toàn bộ đất thí nghiệm bị mất đi hàm lượng Pb như trên. Nhưng nó cho

thấy được thực vật và vi sinh vật đã có tác dụng tích cực đến sự huy động kim

loại nặng vào sinh khối và làm cho đất giảm dần lượng kim loại nặng. Ngoài

ra, lượng Pb giảm đi trong đất có thể do nhiều nguyên nhân, bên cạnh việc

giảm đi do sự hấp thu của cây trồng và nấm rễ, thì một phần có thể mất đi do

quá trình rửa trôi hay bị keo đất hấp thụ…

56

Hình 4.8: Hàm lƣợng chì dễ tiêu trong đất sau thí nghiệm

Kết quả phân tích các mẫu đất sau thí nghiệm cũng cho thấy, hàm

lượng chì dễ tiêu – dạng linh động ở trong các công thức bón chế phẩm

Mycoroot tăng lên so với công thức đối chứng. Chênh lệch giữa mức lớn nhất

và nhỏ nhất lên tới 128,2 mgPb/kg đất khô. Giữa công thức đối chứng (CT1 –

chỉ trồng cây, không bón chế phẩm) và công thức 2 (CT2 – trồng cây dương

xỉ + bổ sung 20g chế phẩm vi sinh vật/cây) thì hàm lượng chì linh động

không có sự khác biệt quá lớn, nhưng khi bổ sung chế phẩm với liều lượng

lớn 40g và 80g chế phẩm/cây) thì hàm lượng chì dễ tiêu tăng lên đáng kể (đạt

giá trị lần lượt là 560,41 và 574,73mgPb/kg đất khô), so với công thức đối

chứng thì hàm lượng Pb dễ tiêu tăng gần 1,26 và 1,29 lần.

Sở dĩ như vậy là do trong quá trình sống rễ cây cũng như nấm cộng

sinh rễ (AMF) có khả năng tiết ra các axit hữu cơ, các loại enzim… để phân

giải các chất trong đất, chính những axit này góp phần làm tăng tính linh động 57

của chì. Hàm lượng Pb linh động cao tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình hấp

thu Pb của cây trồng, làm cho cây dễ dàng chiết rút được Pb và tích lũy nhiều

hơn trong sinh khối, nhưng đồng thời đây cũng là một yếu tố gây trở ngại

trong quá trình xử lý bởi vì khi lượng Pb linh động quá cao, thì cũng đồng

nghĩa với việc khả năng phát tán dễ dàng, thông qua quá trình rửa trôi, xói

mòn có thể dẫn tới tình trạng lây lan nguồn ô nhiễm tới nơi khác, sự thất thoát

kim loại qua quá trình rửa trôi có thể dẫn đế tình trạng đánh giá sai lệch hiệu

quả xử lý thực sự của cây trồng.

58

Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

5.1. Kết luận

Đất khu vực nghiên cứu thuộc loại đất thịt, có hàm lượng chất hữu cơ

và dung tích trao đổi cation thuộc nhóm trung bình, hàm lượng chì tổng số đo

được là 2622,14mg/kg đất khô, cao hơn tiêu chuẩn cho phép (QCVN

03:2008/BTNMT) đối với đất nông nghiệp tới hơn 37 lần.

Phân tích số lượng bào tử nấm rễ có trong chế phẩm Mycoroot cho thấy

trong 10g chế phẩm có 250 bào tử, kết quả này hoàn toàn phù hợp với thông

tin nhà sản xuất cung cấp.

Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào trong rễ cây dương xỉ ở các công

thức có bón chế phẩm có sự khác nhau, dao động từ mức trung bình đến

mạnh. Nhìn chung sau 40 ngày thí nghiệm, chế phẩm nấm rễ có ảnh hưởng

tích cực tới sự sinh trưởng phát triển, cũng như tác dụng kích thích sự hấp thu

Pb trong các bộ phận của cây dương xỉ. Sinh khối của cây tỉ lệ thuận với liều

lượng chế phẩm bón vào đất. Mức sinh khối lớn nhất đạt được là 55,98g thân

lá + 40,66 g rễ (ở CT bổ sung 80g chế phẩm /cây). Hàm lượng Pb tích lũy lớn

nhất ở CT3 (tích lũy 834,63 mg/kg rễ và 121,19 mg/kg thân lá), nhưng do có

ưu thế về sinh khối nên tổng lượng chì được lấy đi khỏi đất ở CT 4 lại lớn

nhất (7,27 mgPb/chậu). Ở các CT có bón chế phẩm, lượng Pb loại bỏ khỏi đất

cao hơn CT đối chứng trung bình là 1,73 lần. Tổng lượng Pb tích lũy trong rễ

luôn cao hơn thân lá trong tất cả các CT thí nghiệm. Hàm lượng Pb tổng số

còn lại trong đất giảm so với trước thí nghiệm. Tỷ lệ về hàm lượng Pb giảm đi

so với CT đối chứng lần lượt là 1,7%; 8,95%; 11,24%,. Chế phẩm Mycoroot

có khả năng làm gia tăng tính linh động của chì.

5.2. Kiến nghị

 Do thời gian có hạn nên thí nghiệm chỉ kéo dài trong 40 ngày sinh

trưởng, do đó cần tiến hành nghiên cứu ảnh hưởng của mối quan hệ

59

cộng sinh giữa nấm cộng sinh rễ (AMF) với cây dương xỉ tới sự chống

chịu, hấp thu kim loại nặng trong gian dài hơn (giai đoạn 80 – 120

ngày) để có thể đánh giá chính xác nhất tiềm năng xử lý ô nhiễm kim

loại nặng của cây dương xỉ cộng sinh với nấm rễ.

 Nghiên cứu thêm về ảnh hưởng của mối quan hệ cộng sinh giữa nấm

cộng sinh rễ (AMF) và cây dương xỉ đến sự chống chịu và hấp thu một

số kim loại nặng khác như Ase, cadimi, đồng….

60