Kết cấu nội dung của luận văn gồm phần mở đầu, nội dung, kết luận và danh mục tài liệu tham khảo. Luận văn gồm 3 chương. Chương 1: Tổng quan. Chương 2: Đối tượng và phương pháp nghiên cứu. Chương 3: Kết quả và thảo luận.
Nguyễn Đức Trung
NGHIÊN CỨU ÁP DỤNG CÔNG NGHỆ THỰC VẬT KẾT HỢP VẬT LIỆU SÉT TỰ NHIÊN XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN KHOÁNG SẢN CHÌ KẼM CHỢ ĐỒN
Mã số: Chuyên ngành: KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG 60440301
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:
PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải TS. Nguyễn Thị Hoàng Hà
Giáo viên hướng dẫn Chủ tịch hội đồng chấm luận văn
thạc sĩ khoa học
PGS.TS. Nguyễn Mạnh Khải PGS.TS. Nguyễn Thị Loan
MỞ ĐẦU .................................................................................................................... 1
CHƢƠNG I. TỔNG QUAN ....................................................................................... 3
1.1. Ảnh hƣởng của kim loại nặng tới sức khỏe con ngƣời .................................... 3
1.1.1. Asen (As) ................................................................................................... 3
1.1.2. Cadimi (Cd) ................................................................................................ 4
1.1.3. Mangan (Mn) ............................................................................................. 5
1.1.4. Chì (Pb) ...................................................................................................... 6
1.1.5. Kẽm (Zn) .................................................................................................... 8
1.2. Tổng quan về đặc điểm môi trƣờng khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn ....................... 8
1.2.1. Hiện trạng công nghệ khai thác, chế biến quặng tại mỏ chì kẽm .............. 9
1.2.2. Công nghệ xử lý chất thải của mỏ chì kẽm .............................................. 11
1.2.3. Hiện trạng môi trƣờng nƣớc khu vực mỏ chì kẽm ................................... 12
1.3. Khả năng sử dụng vật liệu tự nhiên để xử lý ô nhiễm môi trƣờng nƣớc
tại khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn................................................................................. 14
1.4. Tổng quan về biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật ................................... 16
1.4.1. .Xử lý ô nhiễm kim loại nặng bằng thực vật ............................................ 16
1.4.2. Công nghệ sử dụng đất ngập nƣớc trong xử lý môi trƣờng ..................... 18
1.4.3. Một số loại thực vật có khả năng xử lý ô nhiễm kim loại nặng tại
khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn .................................................................................. 21
1.4.4. Tổng quan chung về cây sậy (Phragmites austraulis) ............................. 23
CHƢƠNG II. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ....................... 26
2.1. Đối tƣợng và địa điểm nghiên cứu ................................................................. 26
2.2. Phƣơng pháp nghiên cứu ................................................................................ 26
2.2.1. Phƣơng pháp chế tạo vật liệu ................................................................... 26
2.2.2. Phƣơng pháp bố trí thí nghiệm ................................................................. 27
2.2.3. Phƣơng pháp xử lý và phân tích mẫu ....................................................... 31
CHƢƠNG III. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN .......................................................... 33
3.1. Kết quả phân tích mẫu vật liệu ....................................................................... 33
3.2. Hiệu quả xử lý kim loại nặng của hệ thống vật liệu - bãi lọc trồng cây ......... 35
3.2.1. Các giá trị pH, COD, BOD5 trong môi trƣờng nƣớc ............................... 35
3.2.2. Hiệu quả xử lý kim loại nặng ................................................................... 37
3.3. Hàm lƣợng kim loại trong vật liệu và cây sậy sau thí nghiệm ....................... 43
3.3.1. Sự tích lũy kim loại nặng trong vật liệu ................................................... 43
3.3.2. Sự tích lũy của kim loại nặng trong cây sậy ............................................ 44
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .................................................................................. 49
TÀI LIỆU THAM KHẢO ........................................................................................ 51
PHỤ LỤC HÌNH ....................................................................................................... 55
DANH MỤC HÌNH
Hình 1. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy tự do bề mặt ..................................... 19
Hình 2. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy ngang ................................................ 20
Hình 3. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy thẳng đứng điển hình trong xử lý
nƣớc thải của một hộ gia đình ................................................................................... 20
Hình 4. Sơ đồ bố trí thí nghiệm ................................................................................ 28
Hình 5. Thiết kế hệ thống dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm ................................ 29
Hình 6. Hệ pilot 50l/ngày đêm sử dụng vật liệu và hệ thống dòng chảy mặt -
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 30
Hình 7. Kiểm tra, điều chỉnh mẫu nƣớc chế bị và lấy mẫu nƣớc đầu ra .................. 31
Hình 8. pH của nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm ..... 35
Hình 9. BOD5 trong nƣớc chảy qua dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm ................. 36
Hình 10. COD trong nƣớc chảy qua dòng chảy mặt và dòng chảy ngầm ................ 37
Hình 11. Hàm lƣợng Mn trong nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 38
Hình 12. Hàm lƣợng Zn trong nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 39
Hình 13. Hàm lƣợng Cd trong nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 40
Hình 14. Hàm lƣợng Pb trong nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 41
Hình 15. Hàm lƣợng As trong nƣớc chảy qua cột vật liệu, dòng chảy mặt và
dòng chảy ngầm ........................................................................................................ 42
Hình 16. Lƣợng kim loại nặng mất đi trong dung dịch so với lƣợng kim loại nặng
tích lũy trong cột vật liệu .......................................................................................... 43
Hình 17. Hàm lƣợng Mn tích lũy trong cây sậy ....................................................... 44
Hình 18. Hàm lƣợng Zn tích lũy trong cây sậy ........................................................ 45
Hình 19. Hàm lƣợng Cd tích lũy trong cây sậy ........................................................ 45
Hình 20. Hàm lƣợng Pb tích lũy trong cây sậy ......................................................... 46
Hình 21. Hàm lƣợng As tích lũy trong cây sậy ........................................................ 46
Bảng 1. Một số loại thực vật có khả năng xử lý KLN tại khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn ...... 21
Bảng 2. Diện tích và tổng sản lƣợng sậy ở một số khu vực trên thế giới ......................... 24
Bảng 3. Hàm lƣợng kim loại trong nƣớc thải (mg/l) ......................................................... 27
Bảng 4. Thành phần hóa học của mẫu bùn thải mỏ sắt Bản Cuôn .................................... 33
Bảng 5. Thành phần khoáng vật của mẫu nguyên khai và mẫu vật liệu SBC-400-10S ... 34
Bảng 6. Hệ số tích lũy (BCF) và hệ số vận chuyển (TF) ................................................... 48
DANH MỤC BẢNG
MỞ ĐẦU
Ô nhiễm nƣớc là một trong những vấn đề hiện hữu đối với tất cả các quốc
gia trên thế giới hiện nay. Những hoạt động nhân sinh nhƣ khai khoáng, luyện kim,
sản xuất công nghiệp, nông nghiệp là một trong những nguyên nhân chính gây ra ô
nhiễm môi trƣờng nƣớc. Trong các tác nhân gây ô nhiễm nƣớc thì kim loại nặng là
một trong những tác nhân nguy hại hàng đầu. Kim loại nặng thƣờng không hoặc ít
tham gia vào các quá trình chuyển hóa của sinh vật nên chúng thƣờng tích lũy trong
cơ thể sinh vật, trong các chuỗi thức ăn và thâm nhập vào cơ thể con ngƣời.
Việc gia tăng dân số và việc đẩy mạnh công nghiệp hóa, hiện đại hóa đã thúc
đẩy công nghiệp khai thác và chế biến khoáng sản. Ở Việt Nam, số mỏ đang hoạt
động là gần 900 mỏ, trong đó mỏ khoáng sản kim loại là khoảng 90 mỏ. Hoạt động
này thải ra lƣợng chất thải lớn có chứa các kim loại nặng nhƣ Cu, Cd, Zn, Pb, Mn,
As, Cr,…vào môi trƣờng đất và nƣớc. Chúng là nguyên nhân gây nhiễm độc nguồn
nƣớc, tích lũy trong cơ thể con ngƣời và có thể gây ra hàng loại bệnh về thần kinh,
xƣơng, ung thƣ, …
Việc xử lý ô nhiễm, đặc biệt là ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác
và chế biến khoáng sản là rất cấp bách. Có rất nhiều công nghệ tiên tiến đã đƣợc
nghiên cứu và áp dụng trên thế giới để xử lý ô nhiễm kim loại nặng. Tuy nhiên
những công nghệ này phần lớn đều đòi hỏi chi phí cao. Công nghệ sử dụng vật liệu
hấp phụ và thực vật bản địa để xử lý ô nhiễm thƣờng có chi phí rẻ, hiệu quả cao và
thân thiện với môi trƣờng. Việc tìm ra loại vật liệu và thực vật thích hợp, có sẵn tại
địa phƣơng sẽ đem lại hiệu quả về mặt kinh tế và có tính khả thi cao. Đề tài
“Nghiên cứu áp dụng công nghệ thực vật kết hợp vật liệu sét tự nhiên xử lý nước
thải chế biến khoáng sản chì kẽm Chợ Đồn” đƣa ra quy trình chế tạo vật liệu hấp
phụ tƣ nhiên và quy trình công nghệ xử lý kết hợp trong xử lý nƣớc thải tại khu mỏ
chì kẽm Chợ Đồn với mục tiêu chủ yếu nhƣ sau:
- Đánh giá thực trạng ô nhiễm kim loại nặng trong nƣớc thải mỏ khu vực Chợ
Đồn, Bắc Kạn;
1
- Nghiên cứu, chế tạo vật liệu hấp phụ từ bùn thải mỏ quặng sắt Bản Cuôn,
Bắc Kạn;
- Đánh giá hiệu quả xử lý kim loại nặng của hệ thống bãi lọc trồng cây kết hợp
vật liệu hấp phụ.
Công trình nghiên cứu này đƣợc tài trợ bởi kinh phí và đội ngũ khoa học
thuộc Đề tài khoa học cấp Nhà nƣớc “Nghiên cứu, áp dụng công nghệ tích hợp địa
môi trƣờng - địa sinh thái nhằm ngăn ngừa, xử lý ô nhiễm môi trƣờng nƣớc tại một
số điểm ở các lƣu vực sông vùng Tây Bắc” (Mã số KHCN-TB.02C/13-18) thuộc
Chƣơng trình Khoa học và Công nghệ trọng điểm cấp Nhà nƣớc giai đoạn 2013-
2018 “Khoa hộc và Công nghệ phục vụ phát triển bền vững vùng Tây Bắc” do TS.
Nguyễn Thị Hoàng Hà làm chủ nhiệm, học viên làm một trong những cán bộ đƣợc
tham gia thực hiện. Học viên trân trọng cảm ơn đề tài và Chủ nhiệm đề tài đã cho
phép học viên sử dụng thông tin, dữ liệu và kết quả nghiên cứu thuộc đề tài để thực
hiện luận văn tốt nghiệp.
2
CHƢƠNG I. TỔNG QUAN
1.1. Ảnh hƣởng của kim loại nặng tới sức khỏe con ngƣời
1.1.1. Asen (As)
Asen là một trong những chất có độc tính cao. Con ngƣời có thể bị phơi
nhiễm As qua hít thở không khí, hấp thu thức ăn và qua nƣớc uống. Một lƣợng nhỏ
As trong nƣớc có thể đe dọa đến sức khỏe con ngƣời bởi vì phần lớn các hợp chất
As trong nƣớc uống đều ở dạng vô cơ rất độc. Hai dạng tồn tại chính của As vô vơ
đƣợc tìm thấy trong môi trƣờng là arsenite (As hóa trị 3 hay As III) và arsenate (As
hóa trị 5 hay As V) [10].
Độc tính của As phụ thuộc vào trạng thái tồn tại của nó. Các dạng hợp chất
vô cơ và hữu cơ của As hóa trị (III) có độc tính cao hơn dạng hóa trị (V) [22].
Nhiễm độc As thƣờng qua đƣờng hô hấp và tiêu hoá dẫn đến các thƣơng tổn
da nhƣ tăng hay giảm màu của da, tăng sừng hoá, ung thƣ da và phổi, ung thƣ bàng
quang, ung thƣ thận, ung thƣ ruột...Ngoài ra, As còn có thể gây các bệnh khác nhƣ:
to chƣớng gan, bệnh đái đƣờng, bệnh sơ gan...Khi cơ thể bị nhiễm độc As, tuỳ theo
mức độ và thời gian tiếp xúc sẽ biểu hiện những triệu chứng với những tác hại khác
nhau, chia ra làm hai loại sau:
Nhiễm độc cấp tính [28]
- Qua đƣờng tiêu hoá: Khi anhydrit arsenous hoặc chì arsenate vào cơ thể sẽ
biểu hiện các triệu chứng nhiễm độc nhƣ rối loạn tiêu hoá (đau bụng, nôn, bỏng,
khô miệng, tiêu chảy nhiều và cơ thể bị mất nƣớc...). Bệnh cũng tƣơng tự nhƣ bệnh
tả có thể dẫn tới tử vong từ 12-18 giờ. Trƣờng hợp nếu còn sống, nạn nhân có thể bị
viêm da tróc vảy và viêm dây thần kinh ngoại vi. Một tác động đặc trƣng khi bị
nhiễm độc As dạng hợp chất vô cơ qua đƣờng miệng là sự xuất hiện các vết màu
đen và sáng trên da.
3
- Qua đƣờng hô hấp (hít thở không khí có bụi, khói hoặc hơi As): có các triệu
chứng nhƣ: kích ứng các đƣờng hô hấp với biểu hiện ho, đau khi hít vào, khó thở;
rối loạn thần kinh nhƣ nhức đầu, chóng mặt, đau các chi; hiện tƣợng xanh tím mặt
đƣợc cho là tác dụng gây liệt của As đối với các mao mạch. Ngoài ra còn có các tổn
thƣơng về mắt nhƣ: viêm da mí mắt, viêm kết mạc.
Nhiễm độc mãn tính [28]
Nhiễm độc As mãn tính có thể gây ra các tác dụng toàn thân và cục bộ. Các
triệu chứng nhiễm độc As mãn tính xảy ra sau 2 - 8 tuần, biểu hiện nhƣ sau:
- Tổn thƣơng da, biểu hiện: ban đỏ, sần và mụn nƣớc, các tổn thƣơng kiểu
loét nhất là ở các phần da hở, tăng sừng hoá gan bàn tay và bàn chân, nhiễm sắc
(đen da do As), các vân trắng ở móng (gọi là đám vân Mees). Ung thƣ da có thể xảy
ra khi tiếp xúc với As nhƣ thƣờng xuyên hít phải As trong thời gian dài hoặc da liên
tục tiếp xúc với As.
- Rối loạn thần kinh có các biểu hiện nhƣ: viêm dây thần kinh ngoại vi cảm
giác vận động, có thể đây là biểu hiện độc nhất của As mãn tính. Ngoài ra, có thể có
các biểu hiện khác nhƣ tê đầu các chi, đau các chi, bƣớc đi khó khăn, suy nhƣợc cơ
(chủ yếu ở các cơ duỗi ngón tay và ngón chân).
- Nuốt phải hoặc hít thở As trong không khí một cách thƣờng xuyên, liên tiếp
có thể dẫn tới các tổn thƣơng, thoái hoá cơ gan, do đó dẫn tới xơ gan.
- Rối loạn toàn thân ở ngƣời tiếp xúc với As nhƣ gầy, chán ăn. Ngoài tác
dụng cục bộ trên cơ thể ngƣời tiếp xúc do tính chất ăn da của các hợp chất As, với
các triệu chứng nhƣ loét da gây đau đớn ở những vị trí tiếp xúc trong thời gian dài
hoặc loét niêm mạc mũi, có thể dẫn tới thủng vách ngăn mũi.
1.1.2. Cadimi (Cd)
Cadimi thƣờng đƣợc sử dụng trong công nghệ mạ điện, sơn, luyện kim, chế
tạo đồ nhựa. Cadimi còn đƣợc dùng để sản xuất pin Ag-Cd.
4
Cadimi là một trong số ít nguyên tố không cần thiết cho cơ thể con ngƣời.
Cadimi gây độc tới con ngƣời ở nồng độ thấp và đƣợc tích lũu trong hệ sinh thái
cũng nhƣ cơ thể con ngƣời. Cadimi làm giảm mật độ khoáng của xƣơng, tăng tỉ lệ
biến dạng và bị gãy xƣơng. Cadimi còn làm gây hoại tử ống thận, suy thận [30].
Biểu hiện nhiễm độc cấp tính với Cd thông qua đƣờng hô hấp thƣờng dẫn
tới xuất huyết phổi, phù phổi và có thể dẫn tới tử vong. Đối với tiếp xúc qua đƣờng
miệng, Cd gây phá hủy hồng cầu; xuất huyết, hoại tử, loét ruột; viêm dạ dày, hoại tử
dạ dày; giảm hoạt động của cơ.
Nhiễm độc mãn tính với Cd: Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra công nhân tiếp xúc
với Cd trong thời gian dài gặp nhiều vấn đề với đƣờng hô hấp nhƣ khó thở, chức
năng phổi bị suy giảm. Việc hút thuốc lá cũng là con đƣờng phơi nhiễm Cd thông
qua đƣờng hô hấp. Biểu hiện nhiễm độc mãn tính với Cd còn đƣợc nhận thấy ở
thận: tăng bài tiết protein trọng lƣợng phân tử thấp, giảm sự tái hấp thu các chất
hòa tan (đƣờng, canxi, phốt phát vô cơ), tăng hình thành sỏi thận, giảm tốc độ lọc
cầu thận.
1.1.3. Mangan (Mn)
Mangan thƣờng đƣợc sử dụng trong sản xuất hợp kim thép. Ngoài ra,
Mangan còn đƣợc sử dụng trong sản xuất ắc quy khô, công nghiệp sản xuất gốm,
sản xuất sơn, thuốc nhuộm,…
Mangan là một nguyên tố vi lƣợng cần thiết cho cơ thể. Nó có nhiều vai trò
nhƣ: tác động tới hô hấp tế bào, chuyển hóa gluxit, hoạt động của não. Mangan liên
kết với vitamin K tham ra quá trình tổng hợp prothrombin ảnh hƣởng tới quá trình
đông máu, tham gia tổng hợp protein và tƣơng tác với acid nucleic, tham gia tổng
hợp cholesterol [31]. Nhiễm độc mangan thƣờng thể hiện ở ba giai đoạn:
- Giai đoạn đầu: thƣờng chán ăn, mệt mỏi, vô cảm, đau đầu, mỏi chân,
đau khớp.
5
- Giai đoạn thứ hai: xuất hiện các triệu chứng pakyson nhƣ nói nhầm, đi
đứng loạng choạng, tiết nhiều nƣớc bọt.
- Giai đoạn cuối: sơ cứng mạch, nhất là hai chân, đau cơ, loạn cảm giác.
Ngƣời bị nhiễm độc mangan từ việc khai thác quặng mangan hoặc làm tiếp
xúc với mangan từ việc điều chế mangan thƣờng mắc các bệnh về hô hấp nhƣ viêm
họng, viêm phế quản, viêm phổi
1.1.4. Chì (Pb)
Chì là một trong những kim loại đƣợc nghiên cứu kỹ về độc tố. Nguồn gây ô
nhiễm chì chủ yếu từ quá trình khai mỏ, sản xuất kim loại màu, sản xuất pin và ắc
quy, gia công kim loại.
Chì có tính độc cao đối với con ngƣời và động vật. Sự thâm nhiễm Pb vào
cơ thể con ngƣời từ rất sớm từ tuần thứ 20 của thai kì và tiếp diễn suốt kì mang
thai. Trẻ em có mức hấp thụ Pb cao gấp 3-4 lần ngƣời lớn [6]. Trẻ em từ 6 tuổi trở
xuống và phụ nữ có thai là những đối tƣợng mẫn cảm với những ảnh hƣởng nguy
hại của Pb.
Chì cũng cản trở chuyển hóa canxi bằng cách trực tiếp hay gián tiếp thông
qua kìm hãm sự chuyển hóa vitamin D. Chì gây độc cả cơ quan thần kinh trung
ƣơng lẫn thần kinh ngoại biên.
Chì tác động lên hệ enzym, đặc biệt là enzym vận chuyển hydro. Khi bị
nhiễm độc, ngƣời bệnh bị một số rối loạn cơ thể, trong đó chủ yếu là rối loạn bộ
phận tạo huyết (tủy xƣơng). Tùy theo mức độ nhiễm độc có thể gây ra những tai
biến nhƣ đau bụng Pb, đƣờng viền đen Burton ở lợi, đau khớp, viêm thận, cao huyết
áp vĩnh viễn, liệt, tai biến não nếu nặng có thể gây tử vong. Tác dụng hóa sinh của
Pb chủ yếu gây ảnh hƣởng đến tổng hợp máu, phá vỡ hồng cầu. Chì ức chế một số
enzym quan trọng trong quá trình tổng hợp máu do tích đọng các hợp chất trung
gian của quá trình trao đổi chất. Chì kìm hãm quá trình sử dụng O2 và glucozo để
6
sản xuất năng lƣợng cho quá trình sống. Sự kìm hãm này có thể nhận thấy khi nồng
độ Pb trong máu khoảng 0,3mg/l. Khi nồng độ Pb trong máu lớn hơn 0,8mg/l có thể
gây ra hiện tƣợng thiếu máu do thiếu hemoglobin. Nếu hàm lƣợng Pb trong máu
khoảng 0,5-0,8mg/l sẽ gây rối loạn chức năng của thận và phá hủy não. JECFA đã
thiết lập giá tri tạm thời cho lƣợng Pb đƣa vào cơ thể có thể chịu đựng đƣợc đối với
trẻ sơ sinh và thiếu nhi là 25 mg/kg thể trọng [29].
Triệu chứng ngộ độc chì gồm: đau bụng trên, táo bón, nôn mửa. Ở trên lợi
của bệnh nhân, ngƣời ta nhận thấy một đƣờng xanh đen do sunfua-Pb đọng lại.
Chứng viêm não tuy rất hiếm nhƣng lại là biến chứng nghiêm trọng ở ngƣời
trong trƣờng hợp nhiễm độc Pb, trƣờng hợp cũng thƣờng hay gặp ở trẻ em.
Bệnh thiếu máu: thiếu máu xảy ra trong trƣờng hợp nhiễm độc Pb vô cơ và
thƣờng xảy ra trong giai đoạn cuối, nhƣng ngay khi nhiễm độc Pb, ngƣời ta đã phát
hiện rối loạn tổ hợp máu. Sự kìm hãm tổ hợp máu là yếu tố gây ra bệnh thiếu máu
do Pb nhƣng nó cũng tạo ra những tác động trực tiếp đến hồng cầu.
Mức độ nguy hiểm tùy thuộc vào độ tuổi và tình trạng của cơ thể và nguy
hiểm chính là độc hại tới hệ thần kinh. Hầu hết nhạy cảm với Pb là trẻ em, đặc biệt
là trẻ em mới tập đi, trẻ sơ sinh và bào thai. Trẻ sơ sinh, trẻ em dƣới 16 tuổi và phụ
nữ có thai là đối tƣợng nhạy cảm nhất với độc tố Pb, tác động mãn tính đến sự phát
triển trí tuệ của trẻ em. Với những phụ nữ có thai thƣờng xuyên tiếp xúc với Pb khả
năng xảy thai hoặc thai nhi chết sau khi sinh là rất lớn. Với trẻ em, hệ thần kinh
đang phát triển rất nhạy cảm khi bị nhiễm Pb dù ở nồng độ thấp, hệ số thông minh
(IQ) giảm xuống. Đối với ngƣời trƣởng thành, công việc thƣờng xuyên tiếp xúc với
Pb quá mức hoặc do gặp sự cố có thể bị nhiễm bệnh thần kinh ngoại vi hoặc thần
kinh mạn tính. Tuy nhiên ở ngƣời lớn các ảnh hƣởng cấp tính hay hầu hết các ảnh
hƣởng nhạy cảm của Pb có thể là bệnh tăng huyết áp. Ngoài ra khi nhiễm độc Pb
còn có thể ảnh hƣởng dến một số cơ quan khác trong cơ thể nhƣ dạ dày, ruột non,
cơ quan sinh sản [29].
7
1.1.5. Kẽm (Zn)
Kẽm đƣợc sử dụng rộng rãi trong công nghệ chế tạo đồng thau và các hợp
kim khác. Công nghiệp khai khoáng, chế biến quặng, sản xuất kim loại màu, pin và
ắc quy thải ra môi trƣờng nhiều kẽm.
Kẽm là nguyên tố vi lƣợng cần thiết cho động vật và con ngƣời. Kẽm là
thành phần thiết yếu của một lƣợng lớn metalloenzymes (nhƣ alcohol
dehydrogenase, carbonic anhydrase, aminopeptidase leucine, superoxide dismutase,
deoxyribonucleic acid (DNA) axit ribonucleic (RNA) polymerase) [27]. Nhƣ vậy,
Zn là cần thiết đối với sự tổng hợp nucleic acid, protein, trao đổi chất màng, cũng
nhƣ sự tăng trƣởng tế bào và phân chia. Kẽm cũng đóng một vai trò thiết yếu trong
duy trì cấu trúc axit nucleic của các gen (hiện tƣợng ngón tay kẽm). Thiếu kẽm đã
đƣợc kết hợp với viêm da, biếng ăn, chậm lớn, kém lành vết thƣơng, thiểu năng sinh
dục với khiếm khả năng sinh sản, chức năng miễn dịch bị suy yếu; tăng tỷ lệ mắc
các dị tật bẩm sinh ở trẻ sơ sinh do sự thiếu hụt kẽm trong bà mẹ.
Phơi nhiễm cấp tính với Zn có thể gây chết ngƣời. Bụi Zn gây tắc động mạch
phổi, xơ hóa các nội phế nang phổi. Một số nghiên cứu đã chỉ ra mức độ phơi nhiễm
với khói chứa Zn. Ngƣời công nhân thực hiện đổ Zn nóng chảy bị khó thở và đau ngực khi tiếp xúc với Zn ở nồng độ 320-580 mg Zn/m3 sau 2-12h. Hai tình nguyện
viên đã bị ho, tức ngực, khó thở, giảm dung tích sống khoảng 3-49 h sau khi hít cấp tính với 600mg Zn/m3 trong 10-12 phút [27].
Tiếp xúc với Zn trong thời gian dài gây nên các triệu chứng tầm thần (đau
đầu, mất ngủ, căng thẳng), rối loạn chuyển hóa trong cơ thể (chuyển hóa lipid máu,
thiếu máu) , rối loạn tiêu hóa (nôn mửa, đau bụng, tiêu chảy), gây viêm tụy, thận.
1.2. Tổng quan về đặc điểm môi trƣờng khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn
Khu vực mỏ chì kẽm Chợ Đồn là một vùng quặng chì kẽm có chất lƣợng tốt
nhất và trữ lƣợng lớn nhất nƣớc ta, đã đƣợc tìm kiếm thăm dò và khai thác ở các
mức độ khác nhau. Khu vực mỏ chì kẽm Chợ Đồn gồm có khu vực mỏ chì kẽm
8
nam Chợ Đồn và bắc Chợ Đồn (Chợ Điền). Mỏ chì kẽm Bắc Chợ Đồn bao gồm các
khu mỏ: Lũng Hoài, Đèo An, Bình Chai, Phia Khao, Popen. Mỏ chì kẽm Nam Chợ
Đồn bao gồm 4 mỏ chính Nà Tùm, Pù Sáp, Ba Bồ, Nà Bốp và khu chế biến khoáng
sản Lũng Váng thuộc thị trấn Bằng Lũng và xã Bằng Lãng huyện Chợ Đồn, tỉnh
Bắc Kạn với diện tích 67,95 ha.
1.2.1. Hiện trạng công nghệ khai thác, chế biến quặng tại mỏ chì kẽm
Khu vực mỏ chì kẽm Chợ có chất lƣợng quặng tốt nhất và trữ lƣợng lớn nhất
đã đƣợc thăm dò và khai thác ở nƣớc ta.
Khu vực Nam Chợ Đồn: bao gồm khu vực mỏ Nà Tùm, Ba Bồ, Nà Bốp, Pù
Sáp. Thuộc phạm vi khu vực chì kẽm Nam Chợ Đồn đã và đang có một số đơn vị
hoạt động khai thác và chế biến khoáng sản nhƣ sau: Công ty cổ phần khoáng sản
Bắc Kạn (BKC) gồm các đơn vị thành viên:
- Xí nghiệp khai thác và chế biến khoáng sản Chợ Đồn - thị trấn Bằng Lũng,
huyện Chợ Đồn, tỉnh Bắc Kạn.
- Xí nghiệp khai thác khoáng sản Bằng Lãng - xã Bằng Lãng, huyện Chợ
Đồn, tỉnh Bắc Kạn.
- Xí nghiệp khai thác mỏ Pù Sáp - xã Bằng Lãng, huyện Chợ Đồn, tỉnh
Bắc Kạn.
Bên cạnh đó, công ty cổ phần khoáng sản Bắc Kạn hợp tác đầu tƣ và kinh
doanh trong quá trình khai thác và tuyển quặng với Công ty TNHH Tập Đoàn Thiên
Mã - thôn Bản Lắc, Xã Bằng Lãng, Huyện Chợ Đồn, Bắc Kạn
Khu vực Bắc Chợ Đồn gồm khu vực mỏ Bắc Lũng Hoài, Nam Lũng Hoài Po
Pen, Đèo An, Bình Trai. Thuộc phạm vi khu vực chì kẽm Bắc Chợ Đồn đang đƣợc
Công ty TNHH Một thành viên Kim loại màu Bắc Kạn. Ngoài ra khu vực mỏ chì
kẽm Chợ Đồn còn có nhà máy điện phân chì kẽm tại huyện Chợ Đồn, tỉnh Bắc Kạn
là nhà máy chế biến sâu khoáng sản, phù hợp với quy hoạch thăm dò, khai thác, chế
biến và sử dụng quặng chì kẽm.
9
Khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn thƣờng dùng 2 phƣơng thức khai thác khoáng sản
là khai thác lộ thiên và khai thác hầm lò. Công tác khai thác đƣợc cơ giới hóa với
mức độ thấp chủ yếu là bán cơ giới và thủ công.
Khai thác hầm lò: Đây là phƣơng pháp phổ biến tại khu mỏ chì kẽm Chợ
Đồn. Phƣơng pháp này áp dụng đối với các thân quặng sunfua (phần ở sâu). Quy
trình khai thác bao gồm phá vỡ quặng, đá bằng khoang nổ mìn, xúc bốc thủ công,
vận tải trong mỏ bằng tự chảy hoặc goong đẩy tay, bằng tời điện ở giếng đứng và
nghiên, thông gió cƣỡng bức bằng quạt, thoát nƣớc bằng bơm và tự chảy, vận tải
ngoài mỏ bằng ô tô.
Khai thác lộ thiên: áp dụng đối với mỏ quặng nông và phần thân quặng oxit
(phần mặt trên). Phƣơng pháp này dùng máy xúc, máy gạt, gàu xúc, ô tô để khai
thác. Trong các moong khai thác lộ thiên, do có sự bay hơi mạnh mẽ nên nồng độ
các chất hòa tan trong nƣớc cao hơn hẳn so với nƣớc thải ở mỏ ngầm.
Quặng chì kẽm nguyên khai sau khi đƣợc khai thác ở mỏ Chợ Đồn chủ yếu
đƣợc áp dụng phƣơng pháp tuyển nổi. Bao gồm các bƣớc:
1- Tuyển nổi các khoáng vật chì, đè chìm kẽm bằng xyanua với sulfat kẽm.
2- Kích động kẽm bằng sulfat đồng và tuyển nổi bằng xantat.
Trong quá trình tuyển nổi vôi đƣợc thêm vào để tăng độ pH nhằm đè chìm
sulfide Fe.
Chế biến khoáng sản chì kẽm có thể phân thành 2 giai đoạn chính nhƣ sau:
Giai đoạn làm giàu và chế biến thô khoáng sản chì-kẽm: sử dụng phƣơng
pháp tách các loại khoáng vật có cỡ hạt tƣơng đối mịn lơ lửng trong môi trƣờng
nƣớc dựa vào khả năng bám dính có lựa chọn của chúng lên bóng khí trong huyền
phù của khoáng vật. Sản phẩm cuối cùng của khâu này là tinh quặng kẽm và tinh
quặng chì. Tinh quặng kẽm và chì sau đó sẽ đƣợc đƣa vào giai đoạn chế biến sâu để
sản xuất kẽm thỏi, chì thỏi và trong công đoạn này ngƣời ta tiến hành thu hồi các
nguyên tố đi kèm có giá trị nhƣ Cd, In, Ag, Ga,… và tận thu Zn, Pb.
10
Giai đoạn chế biến sâu quặng chì-kẽm: Về công nghệ sản xuất kẽm, có 2
phƣơng pháp chủ yếu thu hồi Zn là hỏa luyện kẽm và thủy luyện kẽm. Tại khu mỏ
này sử dụng chủ yếu phƣơng pháp thủy luyện kẽm. Bột oxyt kẽm là nguyên liệu đầu
tiên cho quá trình thủy luyện để sản xuất kẽm kim loại bằng phƣơng pháp điện phân
và thu hồi các kim loại có ích đi kèm. Về công nghệ sản xuất chì: Hiện nay để thu
hồi chì sử dụng chủ yếu là phƣơng pháp hỏa luyện. Phƣơng pháp thủy luyện thƣờng
dùng để xử lý phế liệu chì và các sản phẩm phụ của quá trình sản xuất chì kẽm.
Phƣơng pháp hỏa luyện cho phép thu hồi tổng hợp các kim loại cộng sinh có ích đi
kèm: Ag, Ga, Cd, In…
1.2.2. Công nghệ xử lý chất thải của mỏ chì kẽm
Khu vực mỏ chì kẽm Chợ Đồn có số lƣợng lớn các mỏ đang khai thác và chế
biến. Hoạt động khai thác và chế biến khoáng sản tại khu vực này có thể làm phán
tán các chất ô nhiễm ra môi trƣờng xung quanh. Ngoài ra, khu vực mỏ Chợ Đồn có
hệ thống sông suối khá dày đặc, chủ yếu là các nhánh thƣợng nguồn sông Cầu, sông
Năng, sông Phó Đáy, sông Bình Trung nên nƣớc sông ở khu vực này bị ô nhiễm có
nguy cơ gây nguy hiểm cho ngƣời dân sử dụng nƣớc ở vùng hạ lƣu. Do vậy, cần
thiết có cơ chế tập trung xử lý nƣớc thải khai khoáng trƣớc khi thải vào môi trƣờng
nƣớc để hạn chế nguy cơ ô nhiễm.
Việc khai thác và chế biến quặng đều có thể gây ô nhiễm nƣớc, cụ thể:
Quá trình khai khoáng: việc bóc tách lớp đất đá, quặng phát tán một phần các
nguyên tố quặng và các nguyên tố đi kèm ra môi trƣờng đất và nguồn nƣớc xung
quanh. Đồng thời nƣớc ngầm và nƣớc mƣa chảy tràn cuốn vật chất quặng xuống
thủy vực gây ô nhiễm nguồn nƣớc.
Quá trình chế biến quặng: quá trình tuyển quặng phát sinh lƣợng lớn xỉ, bùn
tuyển quặng, nƣớc thải chứa thuốc tuyển quặng và kim loại hòa tan. Lƣợng chất thải
này phát tán ra ngoài môi trƣờng, gây ô nhiễm đất và nƣớc.
11
1.2.3. Hiện trạng môi trƣờng nƣớc khu vực mỏ chì kẽm
Nhu cầu oxy hóa học (COD)
Số liệu phân tích cho thấy hàm lƣợng COD tại các khu vực chế biến thƣờng
cao hơn so với khu vực khai thác. Tại khu vực nam Chợ Đồn, chỉ số COD cao nhất
đƣợc ghi nhận tại hồ lắng số 1 và 2, đều cao hơn QCVN 08-MT:2015/BTNMT cột
B1, tuy nhiên vẫn thấp hơn QCVN 40:2011/BTNMT (B). Ở khu vực bắc Chợ Đồn,
hàm lƣợng COD tại hồ lắng 1, bể lắng 2, 3 và 4 cao hơn 2 lần so với QCVN 08-
MT:2015/BTNMT loại B1 nhƣng vẫn chƣa vƣợt mức cho phép của QCVN
40:2011/BTNMT loại B..
Asen (As)
Tại khu vực nam Chợ Đồn, hàm lƣợng As tại khu vực hồ lắng 1, 2, 3, 4 khu
vực chế biến Bằng Lũng đều vƣợt qua quy chuẩn QCVN 40:2011/BTNMT loại B.
Tuy nhiên hàm lƣợng As trong môi trƣờng nƣớc khu vực các mỏ và xung quanh các
mỏ Nà Bốp, Ba Bồ, Pù Sáp đều không vƣợt quá so với quy chuẩn kỹ thuật quốc gia
về chất lƣợng nƣớc mặt QCVN 08-MT:2015/BTNMT loại B1.
Đối với khu vực mỏ chì kẽm Bắc Chợ Đồn, hầu hết các điểm lấy mẫu đều có
hàm lƣợng As cao hơn QCVN 40:2011/BTNMT cột B, trừ bể lắng 3, 4 tại khu chế
biến Bản Thi. Đặc biệt tại khu vực nhà máy chế biến Bản Thi, hàm lƣợng As cao
hơn 4 lần QCVN 40:2011/BTNMT cột B.
Chì (Pb)
Tại khu vực Nam Chợ Đồn, hàm lƣợng Pb tại hầu hết các điểm lấy mẫu đều cao
hơn QCVN 08-MT:2015 cột B1. Đặc biêt tại khu vực hồ lắng số 1 tại khu vực chế biến
Bằng Lũng có hàm lƣợng Pb cao hơn tới 12 lần QCVN 40:2011/BTNMT cột B.
Tại khu vực bắc Chợ Đồn tất cả các mẫu nƣớc quan trắc đều vƣợt quá quy
chuẩn QCVN 08-MT:2011/BTNMT loại B1. Đặc biệt, tại khu vực chế biến Bản Thi
có hàm lƣợng Pb rất cao, có mẫu vƣợt gấp 40 lần so với hàm lƣợng Pb cho phép
theo quy chuẩn QCVN 40:2011/BTNMT loại B.
12
Kẽm (Zn)
Tại khu vực Nam Chợ Đồn, hầu hết các mẫu nƣớc đều có hàm lƣợng Zn thấp
hơn QCVN 08-MT:2015/BTNMT loại B1, ngoại trừ khu vực chế biến Bằng Lũng.
Khu vực hồ lắng 1 có hàm lƣợng Zn cao hơn quy chuẩn QCVN 40:2011/BTNMT
loại B.
Khu vực Bắc Chợ Đồn, hàm lƣợng Zn trong môi trƣờng nƣớc dao động trong
khoảng 1,181 - 11,205mg/L, nhiều mẫu nƣớc có hàm lƣợng Zn vƣợt quá QCVN 08-
MT:2011/BTNMT loại B1. Trong đó, khu vực chế biến Bản Thi, cống dẫn thải và
khu vực mỏ Đèo An có hàm lƣợng Zn vƣợt cao hơn gấp 4 tới 12 lần so với hàm
lƣợng Zn cho phép theo QCVN 40:2011/BTNMT loại B, cao hơn hẳn so với khu
vực mỏ khai thác Lũng Hoài, mỏ Po Pen.
Mangan (Mn)
Hàm lƣợng Mn trong một số mẫu nƣớc của khu vực Chợ Đồn vƣợt quá giới
hạn cho phép trong QCVN 40:2011/BTNMT loại B. Trong đó khu vực hồ lắng 1
khu vực chế biến Bằng Lũng thuộc khu mỏ Nam Chợ Đồn và khu chế biến Bản Thi
thuộc khu mỏ Bắc Chợ Đồn có hàm lƣợng Mn cao hơn giới hạn cho phép theo
QCVN 40:2011/BTNMT loại B lần lƣợt là 6 và 20 lần. Ngoài ra, các khu mỏ Đèo
An, mỏ Ba Bồ, các cống thải dẫn và một số bể lắng đều cao hơn gấp từ 1 đến 4 lần
so với QCVN 40:2011/BTNMT loại B.
Cadimi (Cd)
Hầu hết các mẫu nƣớc ở khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn đều chƣa vƣợt quá giới
hạn cho phép theo QCVN 40:2011/BTNMT loại B. Tuy nhiên, so sánh với quy
chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lƣợng nƣớc mặt QCVN 08-MT:2011/BTNMT loại
B1, hàm lƣợng Cd trong một số mẫu vƣợt quá mức hàm lƣợng Cd cho phép. Tại
một số mỏ tại khu vực Bắc Chợ Đồn nhƣ mỏ Lũng Hoài, mỏ Po Pen, mỏ Đèo An
đều có hàm lƣợng Cd vƣợt gấp 2 đến 5 lần so với quy chuẩn cho phép.
13
Sắt (Fe)
Tại khu vực Nam Chợ Đồn, chỉ có 10% số mẫu có hàm lƣợng Fe vƣợt quá
hàm lƣợng Fe cho phép trong QCVN 08-MT:2011/BTNMT loại B1. Địa điểm có
hàm lƣợng Fe cao nhất ghi nhận đƣợc tại khu vực hồ lắng số 1 của khu chế biến
Bằng Lũng, gấp gần 2 lần hàm lƣợng Fe cho phép theo QCVN 40:2011/BTNMT
loại B.
Theo kết quả phân tích mẫu nƣớc tại khu vực Bắc Chợ Đồn có khoảng 17%
số mẫu lấy đƣợc có hàm lƣợng Fe cao hơn so với QCVN 08-MT:2011/BTNMT loại
B1. Trong đó, tại khu vực chế biến khoáng sản Bản Thi, cống dẫn thải và bể lắng 4
có hàm lƣợng Fe cao gấp từ 2 đến 4 lần so với hàm lƣợng Fe cho phéo theo QCVN
40:2011/BTNMT loại B và cao hơn hẳn so với khu vực mỏ khai thác.
1.3. Khả năng sử dụng vật liệu tự nhiên để xử lý ô nhiễm môi trƣờng nƣớc tại
khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn
Từ kết quả phân tích ở trên đã cho thấy hàm lƣợng một số kim loại nặng
nhƣ As, Pb, Zn, Mn, Cd, Fe tại một số điểm khai thác và chế biến quặng vƣợt quy
chuẩn cho phép về nƣớc mặt QCVN 08-MT:2011/BTNMT và nƣớc thải công
nghiệp QCVN 40:2011/BTNMT. Trong môi trƣờng nƣớc các kim loại này thƣờng tồn tại ở cả dạng cation (: Pb2+, Cu2+, Zn2+, Cd2+ và Mn2+) và anion (anion H3AsO4-) do đó việc lựa chon một loại vật liệu tự nhiên có khả năng xử lý đồng
thời tất cả các kim loại trên là khá khó khăn. Điều này có thể giải quyết bằng cách
kết hợp một vài loại vật liệu tự nhiên nhƣ: bentonit/oxit sắt, vermiculit/oxit sắt,
hay diatomit/oxit sắt.
Các oxit sắt: bao gồm hematit, magnetit, maghemit và các hydroxit sắt nhƣ
geothit đều là những vật liệu có tính hấp phụ rất tốt, đặc biệt là các anion nên đây
là `nguồn vật liệu tiềm năng để xử lý As trong nƣớc. Tại huyện Chợ Đồn có 2 mỏ
sắt lớn là mỏ Bản Cuôn và mỏ Pù Ổ nên có thể xem xét sử dụng oxit sắt kết hợp
với một số vật liệu hấp phụ cation nhƣu bentonit, vermiculit, diatomit và kaolinit.
14
- Bentonit: là loại khoáng đƣợc cấu tạo chủ yếu từ các khoáng vật nhóm
smectit, bao gồm: montmoriloit, beidelit, nontronit và một vài khoáng vật ít phổ
biến khác. Đây là loại khoáng có khả năng hấp phụ tốt do có diện tích bề mặt lớn,
trƣơng nở tốt, khả năng trao đổi ion cao. Tuy nhiên do loại khoáng này có độ min
và độ dẻo cao nên dễ bị phân tán và rửa trôi trong nƣớc. Đồng thời các mỏ bentonit
chất lƣợng tốt ở Việt Nam khá xa khu vực Chợ Đồn.
- Vermuculit: là loại khoáng có khả năng hấp phụ tốt. Mặc dù khả năng trƣơng
nở tƣơng đối kém nhƣng chúng lại có dung tích trao đổi cation lớn. Tại miền bắc có
một số mỏ vermuculit tại Lào Cai, Yên Bái, Phụ Thọ, khá gần khu vực tỉnh Bắc
Kạn. Tuy nhiên vercumulit là loại nguyên liệu khoáng ứng dụng trong nhiều ngành
công nghiêp và có giá thành cao.
- Diatomit: loại khoáng vật này có kích thƣớc nhỏ, tính thấm tốt, độ xốp cao,
có diện tích bề mặt lớn. Diatomit có khả năng hấp phụ kim loại nặng tƣơng đối tốt.
Tuy nhiên, tƣơng tự nhƣ bentonit, nguồn diatomit không sẵn có tại khu vực Bắc
Kạn, chủ yếu tập trung ở khu vực Trung Bộ và Tây Nguyên nên chi phí khi sử dụng
loại vật liệu này sẽ tốn kém.
- Kaolinit: là loại khoáng tƣơng đối phong phú tại Việt Nam. Ở miền bắc,
kaolinit phân bố ở các tỉnh nhƣ Phú Thọ, Vĩnh Phúc, Lào Cai, Thái Nguyên, Hà
Giang, Tuyên Quang. Loại vật liệu này cũng có giá thành tƣơng đối thấp. Tuy
nhiên kaolinit lại không phải là loại vật liệu có khả năng hấp phụ tốt nên chỉ có thể
xem xét sử dụng loại vật liệu này trong trƣờng hợp không sử dụng đƣợc các vật
liệu ở trên.
Để có thể tận dụng nguồn tài nguyên sẵn có ở địa phƣơng, nên chọn các vật
liệu sắt tại khu vực mỏ sắt Bản Cuôn, mỏ Pù Ổ tại huyện Chợ Đồn để đảm bảo hiệu
quả kinh tế. Đặc biệt nên xem xét các nguồn bùn thải từ quá trình tuyển quặng để
nâng cao hiệu quả kinh tế, đồng thời tăng khả năng tận dùng nguồn tài nguyên ít giá
trị và hạn chế ô nhiễm môi trƣờng vùng mỏ.Cần quan tâm đến ảnh hƣởng các yếu tố
môi trƣờng, đặc biệt là độ pH và cƣờng độ ion đến khả năng hấp phụ của các vật
liệu xử lý, cần kiểm soát chặt chẽ và phù hợp để đạt hiệu suất xử lý tối ƣu nhất.
15
1.4. Tổng quan về biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật
1.4.1. Xử lý ô nhiễm kim loại nặng bằng thực vật
Xử lý ô nhiễm bằng thực vật (phytoremediation) là phƣơng pháp sử dụng
thực vật để tách chiết, cô lập hoặc khử độc các chất ô nhiễm thông qua các quá trình
hóa, lý, sinh học (Cunningham và Ow,1996). Phƣơng pháp này đƣợc đánh giá là
một công nghệ xử lý ô nhiễm hiệu quả, thân thiện với môi trƣờng và chi phí thấp.
Thực vật có những phản ứng khác nhau khi có mặt của các ion kim loại trong
môi trƣờng sôngs. Hầu hết các loại thực vật rất nhạy cảm với các ion kim loại. Tuy
nhiên vẫn có một số loại thực vật không chỉ có khả năng sống đƣợc trong môi
trƣờng bị ô nhiễm bởi các kim loại độc hại mà còn có khả năng hấp thụ và tích lũy
các kim loại này trong các bộ phân của chúng.
Trong thực tế công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật phụ thuộc và nhiều yếu
tố nhƣ: dễ trồng, có khả năng vận chuyển các chất ô nhiễm từ đất lên cây nhanh,
chống chịu đƣợc với các nhân tố ô nhiễm và cho sinh khối nhanh. Điều này bị ảnh
hƣởng bởi các mối quan hệ qua lại của thực vật với đất, các chất ô nhiễm, hệ vi sinh
vật đất.
Công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật
Hiện nay việc sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm khá phổ biến, đƣợc áp dụng
nhiều nơi và cho nhiều loại chất ô nhiễm khác nhau. Việc xử lý ô nhiễm bằng thực
vật có thể thực hiện bằng nhiều phƣơng pháp khác nhau nhƣ:
Công nghệ cố định các chất ô nhiễm (Phytostabilization): đƣợc áp dụng để
xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng và các chất hữu cơ kỵ nƣớc bằng cách sử dụng
các loại cỏ có rễ sợi, ƣa nƣớc ngầm hấp thụ hay hấp phụ các chất ô nhiễm vào rễ,
làm giảm khả năng di động của chúng trong môi trƣờng.
Công nghệ chiết xuất bằng thực vật (Phytoextraction): là công nghệ sử dụng
thực vật để hấp thụ kim loại nặng ở đất vào trong rễ và vận chuyển chúng lên các bộ
16
phận của cây. Tại đó, các chất ô nhiễm đƣợc tích lũy và thu hồi lại sau khi xử lý
sinh khối.
Công nghệ bay hơi qua lá cây (Phytovolatilization): sử dụng một số loại thực
vật nhƣ cây Cải xanh (Brassica juncea), một số cây ngập nƣớc để loại bỏ As, Se,
Hg, các hợp chất hữu cơ kỵ nƣớc bay hơi khỏi đất. Thông qua hoạt động sống của
cây, các chất này đƣợc cây hấp thụ, bị biến đổi thành dạng hơi và thoát ra ngoài
không khí.
Ngày nay, danh mục hơn 450 loài thực vật có khả năng hấp thụ cao các kim
loại đã đƣợc công bố. Các họ thực vật chiếm ƣu thế về số loài có khả năng siêu hấp
thụ là Asteraceae, Brassicaceae, Caryopyllaceae, Cyperaceae, Conouniaceae,
Fabaceae, Flacuorticeae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae và Euphobiaceae.
Cơ chế sinh học của thực vật xử lý kim loại nặng
Rễ cây chiếm khoảng 20-50% sinh khối thực vật, có vai trò hút thu các
nguyên tố từ đất và vận chuyển lên phần sinh khối trên mặt đất. Cây có thể hút thu
đƣợc các kim loại nặng trong đất cần sự di động của kim loại đối với đất. Sự di
động có thể thực hiện bằng một số cách:
Những phần tử tạo phức với kim loại có thể tồn tại trong vùng rễ ở dạng
phức và hòa tan kim loại có trong đất. Hiện tại quá trình tách chiết kim loại bằng
thực vật đƣợc thực hiện chủ yếu bằng cách tạo phức với đất. Tuy nhiên quá trình
này sẽ thuận lợi hơn khi sử dụng hợp chất có sẵn trong tự nhiên.
Rễ có thể làm giảm ion kim loại trong đất bằng màng đặc biệt gắn với chất
khử kim loại, chất khử có thể làm thay đổi tính chất của kim loại. Ví dụ nhƣ cây đậu Hà Lan thiếu sắt hoặc đồng đã tăng khả năng khử Cu2+ và Fe3+, hai kim loại này đi
với nhau sẽ làm tăng khả năng hút thu Cu, Mn, Fe và Mg của cậy.
Rễ thực vật có thể hòa tan kim loại nặng trong đất bằng cách axit hóa môi
trƣờng đất và đẩy ion dƣơng kim loại ra khỏi phức. Một cơ chế tƣơng tự đã đƣợc
nghiên cứu qua sự di chuyển của Fe trong một số loại thực vật hai lá mầm thiếu sắt.
17
Rễ có thể phối hợp với hệ vi sinh vật đất vùng rễ để làm tăng khả năng hấp
thu kim loại nặng trong đất. Tuy nhiên ý nghĩa của hệ vi sinh vật trong xử lý ô
nhiễm bằng thực vật còn nhiều điều chƣa sáng tỏ. Sự hút thu các chất nhƣ Fe, Mn,
Cd, Zn của thực vật thuận lợi hơn nhờ khu hệ vi sinh vật vùng rễ.
1.4.2. Công nghệ sử dụng đất ngập nƣớc trong xử lý môi trƣờng
Theo Công ƣớc Ramsar, vùng đất ngập nƣớc (wetlands) đƣợc xác định là:
Những vùng đầm lầy, miền đầm lầy, vùng đất than bùn, vùng đất tù tự nhiên hoặc
nhân tạo, có thể tồn tại lâu dài hay tạm thời, có nƣớc tĩnh hoặc nƣớc chảy, là nƣớc
ngọt, nƣớc lợ hay nƣớc mặn, bao gồm cả những vùng nƣớc biển có độ sâu không
quá 6 mét khi triều kiệt. Tất cả vùng đất ngập nƣớc đều có đặc điểm chung là sự
xuất hiện của nƣớc trên bề mặt một cách liên tục hoặc không liên tục.
Vùng đất ngập nƣớc có nhiều vai trò quan trong trong hệ sinh thái nhƣ: điều
hòa dòng chảy, tạo môi trƣờng sống cho nhiều loài sinh vật và cải thiện môi trƣờng
nƣớc. Dòng chảy qua các vùng đất ngập nƣớc tƣơng đối chậm tạo điều kiện cho các
loại vật chất hữu cơ và vô cơ có thời gian tiêp xúc với hệ sinh vật trong khu đất
ngập nƣớc dài hơn. Một lƣợng lớn các chất đƣợc lƣu giữ, hết hợp với điểm giao
giữa môi trƣờng không khí và môi trƣờng nƣớc tạo điều hiện cho hệ vi sinh vật có
khả năng phân hủy, chuyển hóa một lƣợng lớn các chất phát triển. Nhiều vùng đất
ngập nƣớc tự nhiên đƣợc coi là hệ thống xử lý nƣớc thải tự nhiên.
Công nghệ sử dụng bãi lọc trồng cây (constructed wetlands) đƣợc coi là
một phần của công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm. Bãi lọc trồng cây là
hệ thống kỹ thuật đƣợc thiết kế và xây dựng để tận dụng các phƣơng pháp tự
nhiên bao gồm thực vật, đất và tổ hợp vi khuẩn nhằm hỗ trợ cho việc xử lý nƣớc
thải (Brix, 1989). Thí nghiệm đầu tiên sử dụng bãi lọc trồng thực vật vỹ mô
(macrophyte) cho xử lý nƣớc thải đƣợc thực hiện ở Đức vào đầu những năm 1950
(Vymazal, 2010). Hệ thống bãi lọc trồng cây xử lý hiệu quả các chất hữu cơ và
mầm bệnh (Brix, 1987).
18
Có một số kiểu bãi lọc trồng cây nhƣ: hệ thống bãi lọc chảy tự do bề mặt, hệ
thống bãi lọc chảy ngầm ngang và hệ thống bãi lọc chảy ngầm đứng.
Hệ thống bãi lọc chảy tự do bề mặt: có hình dạng tƣơng tự nhƣ đất ngập
nƣớc tự nhiên, bao gồm một lƣu vực nƣớc nông, đất hoặc các chất nền khác, các
loại thực vật nổi hoặc bán nổi, thiết bị kiểm soát mực nƣớc. Dòng thải sẽ chảy tự do
trên bề mặt của hệ thống. ). Khi nƣớc thải chảy qua bãi lọc trồng cây, các quá trình
lắng đọng, lọc, oxi hóa, khử, hấp phụ và kết tủa sẽ xử lý các chất gây ô nhiễm.
Phƣơng pháp này áp dụng phổ biến cho xử lý nâng cao cho dòng thải đã qua xử lý
sơ cấp.
Hình 1. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy tự do bề mặt
(Nguồn: Vymazal J. 2010)
Hệ thống bãi lọc chảy ngầm ngang: Trong hệ thống này nƣớc thải đƣợc đƣa
vào từ đầu vào, chạy chậm qua lớp chất nền xốp trong một hoặc nhiều đƣờng nằm
ngang để đi tới đầu ra. Khi đi qua con đƣờng này, dòng nƣớc thải tiếp xúc với các
vùng hiếu khí, kị khí và thiếu khí. Vùng hiếu khí ở xung quanh rễ và thân rễ, nơi
oxy thấm vào chất nền. Nƣớc thải đƣợc làm sạch nhờ tác động của vi sinh vật, các
quá trình vật lý và hóa học.
19
Hình 2. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy ngang
(1-Khu vực phân phối có lấp đầy đá kích thước lớn; 2-Lớp lót chống thấm; 3-Môi trường
trung gian (sỏi, đá vụn); 4-Thực vật; 5-Mực nước ở nền; 6-Khu vực tập trung có lấp đầy
đá kích thước lớn; 7-Tập hợp ống thoát nước;c 8-Cửa xả để duy trì mực nước)
(Nguồn: Vymazal J. 2010)
Hệ thống bãi lọc chảy ngầm đứng: có lớp nền dƣới cùng và trên cùng là cát
và sỏi. Nƣớc thải đƣợc cấp vào ở phía trên và thấm xuống qua lớp nền, đƣợc thu lại
bởi hệ thống các rãnh gom nƣớc ở phía dƣới.
Hình 3. Mô hình bãi lọc trồng cây dòng chảy thẳng đứng điển hình trong xử lý
nƣớc thải của một hộ gia đình
(Nguồn: Vymazal J. 2010)
20
Hệ thống bãi lọc trồng cây kết hợp: một số hệ thống bãi lọc kết hợp đã đƣợc
vận hành nhằm đạt đƣợc hiệu quả cao hơn trong xử lý nƣớc thải. Hệ thống kết hợp
phổ biến gồm: thống bãi lọc trồng cây dòng chảy thẳng đứng - dòng chảy ngang
(VF - HF systems), hệ thống bãi lọc dòng chảy ngang - dòng chảy dọc (HF - VF
systems).
1.4.3. Một số loại thực vật có khả năng xử lý ô nhiễm kim loại nặng tại khu mỏ
chì kẽm Chợ Đồn
Dựa theo kết quả của đề tài mã số KHCN-TB.02C/13-18, một số loại thực
vật có khả năng xử lý kim loại nặng đƣợc tìm thấy tại khu vực nghiên cứu:
Bảng 1. Một số loại thực vật có khả năng xử lý KLN tại khu mỏ chì kẽm
Chợ Đồn
STT Tên la tinh Tên Việt Nam Họ
1 Bidens pilosa L. Đơn buốt Asteraceae
2 Commelina diffusa Burn. F Thài lài trắng Commelinaceae
3 Eleusine indica (L.) Gaertn Cỏ mần trầu Poaceae
4 Equisetum diffusum D.Don Mộc tặc trãi Equisetum
5 Houttuynia cordata Thunb Giấp cá Saururaceae
6 Ludwigia adscendens (L.) Hara Rau dừa nƣớc Onagraceae
7 Nephrolepis cordifolia (L.) Presl. Ráng móng trâu tím Onagraceae
8 Pteris vittata L. Ráng sẹo gà dải Pteridaceae
9 Polygonum pubescence Blume Nghể lông Polygonaceae
10 Scirpus juncoides Roxb. Hoàng thảo hến Cyperaceae
11 Phragmites australis Sậy Poaceae
12 Thysanolaena maxima (Roxb.) Cỏ chít Poaceae
21
Dựa vào các tiêu chí:
(1)- Mọc phổ biến tại khu vực nghiên cứu.
(2)- Có khả năng sinh trƣởng, phát triển trong môi trƣờng nƣớc thải của khu
mỏ chì kẽm.
(3)- Có khả năng tích lũy kim loại nặng cao.
(4)- Có sinh khối lớn.
(5)- Thích nghi với điều kiện dòng chảy động.
4 loại thực vật có khả năng xử lý nƣớc thải khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn là:
Equisetum diffusum D.Don, Pteris vittata L., Phragmites australis và Thysanolaena
maxima (Roxb.). Các kết quả thí nghiệm với 4 loài thực vật tiềm năng trên đƣợc
thực hiện trong đề tài mã số KHCN-TB.02C/13-18 cho thấy E. diffusum D.Don có
khả năng xử lý tốt nhất, Pteris vittata L. có khả năng xử lý As tốt nhất, P. australis
có hiệu suất xử lý Fe và Pb tốt nhất. Kết quả thí nghiệm cũng cho thấy không có sự
khác biệt đáng kể về khả năng xử lý Fe, Mn, Cd và Zn giữa các loài thực vật. Tuy
nhiên, quá trình thí nghiệm cho thấy P. vittata L. chỉ thích nghi với môi trƣờng
nƣớc trong 1-3 ngày đầu thí nghiệm, sau đó, tuy vẫn có khả năng xử lý nhƣng cây
bắt đầu bị héo úa và cây chết 80-90% sau thí nghiệm. Nhƣ vậy, P. vittata L. không
có khả năng thích nghi với môi trƣờng ngập nƣớc thƣờng xuyên. Thysanolaena
maxima (Roxb.) có sinh khối lớn, mọc phổ biến trong khu vực mỏ chì kẽm Chợ
Đồn; tuy nhiên khả năng xử lý thấp nhất trong số 4 loài. Equisetum diffusum D.Don
và P. australis đều có khả năng xử lý tốt kim loại trong môi trƣờng nƣớc. Bên cạnh
đó, 2 loài thực vật này đều mọc phổ biến trong khu vực nghiên cứu. Tuy nhiên P.
australis có sinh khối cao, có khả năng thích nghi với giá thể là đất hoặc sỏi.
Equisetum diffusum D.Don có sinh khối thấp, sinh trƣởng tốt hơn trên nền giá thể là
đất và tỷ lệ cây chết khi trồng nhân rộng cao. Do đó, P. australis đƣợc lựa chọn để
thử nghiệm khả năng xử lý nƣớc thải khu mỏ chì kẽm Chợ Đồn kết hợp với vật liệu
bùn thải mỏ sắt biến tính.
22
1.4.4. Tổng quan chung về cây sậy (Phragmites austraulis)
Giới thiệu cây sậy (Phragmites austraulis)
Cây sậy là loài cây lớn thuộc họ Hòa thảo (Poaceae), thân cây thẳng, rỗng và
cứng, chiều cao có thể lên tới 6m. Lá sậy bao gồm một phiến lá (phần trên) và bẹ lá
(phần thấp hơn) cách nhau bởi một lƣỡi bẹ. Các phần dƣới của bẹ lá thƣờng bao
trùm kín xung quanh. Lá sậy cứng, hình mác, dài từ 20-40cm, rộng từ 1-4cm.
Lƣỡi bẹ là một màng hoặc chồi cây trên bề mặt lá ở khớp nối giữa phiến lá
và bẹ lá. Nó có thể từ một màng mỏng phát triển thành một chồi non. Trong cây
sậy, các lƣỡi bẹ đƣợc viền bởi một rìa lông.Thân cây sậy nhẵn, hơi bóng, thƣờng có
màu đỏ hoặc màu hạt dẻ ở phần gốc.
Rễ sậy tạo thành một mạng lƣới dày đặc dƣới mặt đất và thân rễ của nó có
thể kéo dài xuống khoảng nửa mét. Rễ cây phát triển theo chiều ngang và có thể
phát triển hơn 3 mét. Lúc mới gieo trồng thì mật độ các cây thƣa thớt nhƣng sau
một thời gian thì cây tăng trƣởng và phát triển nhanh chóng tạo thành một bãi Sậy.
Sậy phát triển và phát tán nhờ các hoa Sậy, đƣợc phát tán nhờ gió và nƣớc,
thông qua sự chuyển động của rễ hoặc thân rễ mảnh. Hoa Sậy có chiều dài từ 20 -
70cm, dày đặc với nhiều nhánh, khi còn non thì hoa có màu nâu nhƣng sau đó hoa
có màu bạc trắng.
Sự phân bố của cây sậy
Cây sậy có nguồn gốc ở những vùng đất lầy ở cả khu vực nhiệt đới và ôn đới
trên thế giới .Sự phân bố của sậy rất rộng, kéo dài từ vùng ôn đới lạnh đến vùng đất
ngập nƣớc của vùng nhiệt đới nóng và ẩm. Sậy có khả năng sống ở những nơi nhƣ
sƣờn đồi hoặc bờ kè, nơi mà mực nƣớc ngầm nằm cao gần bề mặt. Và nơi sống
thích hợp nhất của chúng là các vùng chuyển giao của các dòng sông, hồ, đầm lầy
lớn. Vì thế mà chúng phát tán nhanh và rộng trên khắp các nƣớc trên thế giới. Ngoài
ra, cây sậy còn có thể sinh trƣởng và phát triển tốt gần khu vực khai thác và chế
biến mỏ.
23
Bảng 2. Diện tích và tổng sản lƣợng sậy ở một số khu vực trên thế giới
Tổng sản Khu vực Diện tích (ha) Năm lƣợng (tấn)
2006 150000 Phần Lan 60000
2012 115000 Nam Thụy Điển 230000
- - Hà Lan 9000
- 28500 Hồ Neusield, Úc 60000
2013 - Anh 7700
- 88368 Estonia 27899
- - Hungary 26200
1991 - Vùng nƣớc mặn, lợ, vùng 1800000
triều nƣớc Mĩ
2004 2600000- Vùng tây bắc, bắc, đông 484000
2700000 bắc và phía đông bờ biền
Trung Quốc
- Iraq 17300 2000
(Nguồn: Kobbing và nnk ,2013)
Cây sậy trong xử lý ô nhiễm
Việc sử dụng cây sậy trong hệ thống đất ngập nƣớc là một trong những
nghiên cứu đƣợc nhiều nhà khoa học quan tâm đến để xử lý các chất ô nhiễm trong
môi trƣờng. Cây sậy có khả năng xử lý hiệu quả chất hữu cơ và chất rắn lơ lửng.
Hiệu suất xử lý BOD5, COD và TSS ở đồng bằng Sông Cửu Long khoảng tƣơng
ứng là 47 -71, 68-84 và 94,99 - 99% [8]. Xử lý nƣớc thải ở khu vực nông thôn đạt
hiệu suất xử lý các chỉ số BOD, COD, TSS đạt 64,5; 68 và 79,7% [18]. Xử lý các
chất ô nhiễm ở Bắc Mĩ đạt hiệu suất 94 - 97% đối với TSS và 89 - 93% đối với
COD . Khả năng xử lý chỉ số BOD, tổng N - P qua bộ rễ của cây sậy lên đến 88-
95% [13].
24
Đối với hệ thống đất ngập nƣớc với dòng chảy dọc, hiệu suất loại bỏ Ni
trong nƣớc thải đô thị đạt hiệu suất 89,4 - 92,1%. Ở nồng độ 1mg/l thì khả năng hấp
thụ kim loại Fe có thể lên đến 100% và khả năng loại bỏ Fe đạt hiệu quả từ 70 -
95%. Hiệu suất xử lý các chất hữu cơ cũng khá cao 46,9 - 81,7 % đối với ammonia-
nitrogen và 93,7 - 95,5% đối với nitrate-nitrogen [15].
Sậy là một trong những loài thực vật đƣợc quan tâm nghiên cứu để loại bỏ
kim loại nặng do nó có khả năng tích lũy kim loại nặng trong sinh khối và dƣới hệ
rễ tốt, khả năng sinh trƣởng nhanh, thích nghi với nhiều điều kiện khí hậu khác
nhau. Kết quả nghiên cứu của Lê Văn Nhạ cho thấy việc sử dụng sậy để loại bỏ chất
ô nhiễm trong nƣớc sinh hoạt đạt hiệu quả rất cao: 92 -95% đối với các hợp chất
hữu cơ (amonii, nitrat, photphat) và các chỉ số oxy hoá (BOD, COD). Đối với nƣớc
thải công nghiệp có chứa các kim loại nặng nhƣ Cr, Cu, Al, Pb, Zn, Fe, hiệu quả xử
lý đạt tới 90 - 100%, nƣớc sau khi xử lý đạt tiêu chuẩn loại B, các chất rắn lơ lửng
đạt loại A theo QCVN 40:2011/BTNMT. Cây sậy có khả năng loại bỏ nhiều chất ô
nhiễm, đặc biệt là nitơ. Trong môi trƣờng đầm lầy, sậy có hệ rễ rất phát triển cho
phép vận chuyển một lƣợng lớn oxi vào trong môi trƣờng chất nền, qua đó tạo điều
kiện hiếu khí cho các phản ứng nitrat hóa [5].
Kết quả nghiên cứu của Đặng Văn Minh cho thấy khả nặng loại bỏ kim loại
nặng trong đất của cây sậy khá cao: hàm lƣợng Pb giảm còn 299,32 (mg/kg); Cd
còn 3,32 (mg/kg); As còn 11,19 (mg/kg) giảm 14,52 lần so với ban đầu và hàm
lƣợng các kim loại sau khi đƣợc xử lý đều nằm trong giới hạn cho phép QCVN
03:2011/BTNMT về đất công nghiệp [3].
Fletcher và cộng sự đã tiến hành thí nghiệm sử dụng cây sậy trong môi
trƣờng có giá thể là zeolit và đá vôi để loại bỏ kim loại nặng. Kết quả ở đây là môi
trƣờng vùng đất ngập nƣớc zeolit đạt hiệu quả cao hơn so với đá vôi. Hiệu suất xử
lý các kim loại nặng As, Fe, B trong môi trƣờng đất ngập nƣớc zeolit đạt 99,9 - 96,1
- 12% trong khi vùng đất ngập nƣớc đá vôi là 99,8 - 87,3 - 17% [19].
Từ các kết quả nghiên cứu trên có thể thấy thấy cây sậy có khả năng xử lý tốt
các chất ô nhiễm có trong nƣớc thải từ các hoạt động khai thác và chế biến khoáng
sản: kim loại nặng, chất hữu cơ, chất rắn lơ lửng,…
25
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Tiếng Việt
1. Trần Tuấn Anh (2010), Báo cáo tổng hợp đề tài: Nghiên cứu thành phần đi
kèm trong các kiểu tụ khoáng kim loại cơ bản và kim loại quý hiến có triển vọng
ở miền Bắc Việt Nam nhằm nâng cao hiệu quả khai thác chế biến khoáng sản
và bảo vệ môi trường, Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam, Hà Nội.
2. Phạm Hoàng Hộ, 1999, Cây cỏ Việt Nam, Nhà xuất bản Trẻ.
3. Đặng Văn Minh (2011), Nghiên cứu biện pháp cải tạo, phục hồi và sử dụng đất
canh tác sau khai thác khoáng sản tại Thái Nguyên, Bộ nông nghiệp và phát
triển nông thôn.
4. Nguyễn Trung Minh (2012), Báo cáo tổng hợp đề tài: Nghiên cứu chế tạo sản
phẩm hấp phụ trên cơ sở nguyên liệu khoáng tự nhiên bazan, đá ong, đất sét để
xử lý nước thải ô nhiễm kim loại nặng và asen, Viện Địa chất - Viện hàn lâm
Khoa học và Công nghệ Việt Nam.
5. Lê Văn Nhạ (2010), Nghiên cứu công nghệ xử lý nguồn nước mặt bị ô nhiễm ở
vùng nông thôn bằng công nghệ sinh thái, Đề tài cấp nhà nƣớc, KC07/06-10.
6. Trình Thị Thanh, Trần Yêm, Đồng Kim Loan (2004), Giáo trình công nghệ
môi trường, NXB Đại học Quốc Gia Hà Nội.
7. Trịnh Thị Thanh (2009), Sức khỏe môi trường, Nhà xuất bản Đại học Quốc gia
Hà Nội.
8. Ngô Thụy Diễm Trang và Hans Brix (2012), “Hiệu suất xử lý nƣớc thải sinh
hoạt của hệ thống đất ngập nƣớc kiến tạo nền cát vận hành với mức tải nạp thủy
lực cao”, Tạp chí Khoa học, 21, pp.161-171.
9. Phạm Tích Xuân (2011), Báo cáo tổng hợp đề tài: Nghiên cứu đánh giá ảnh
hưởng của các bãi thải khai thác và chế biến khoáng sản kim loại đến môi
trường và sức khỏe con người và đề xuất biện pháp giảm thiểu, Viện Khoa học
và Công nghệ Việt Nam, Hà Nội.
51
Tiếng Anh
10. Abernathy C. O., David J.Thomas, Rebecca L. Calderon (2003), “Health effects
and risk assessment of arsenic”, 2003 American Society for Nutrition Sciences.
Pp. 1536-1538.
11. Afrous A. , Manshouri M. , Liaghat A. , Pazira E. , Sedghi H. (2011), “Mercury
and arsenic accumulation by three species of aquatic plants in Dezful, Iran”,
African Journal of Agricultural Research Vol. 6(24), pp. 5391-5397.
12. Al-Akeel K., A.J.Reynolds and A. J.Choudhary (2009), “Phytoremediation of
Waterways Using Reed Plants”, Heavy metals in sediment anh remediation
technologies, pp. 430-433.
13. Brix H. (1987), “Treatment of wastewater in the Rhizosphere of wetland plants
- the root-zone method”, Water Science Technology, 19, pp. 107-118.
14. Brix H., Schierup H. H. (1989), “The use of aquatic macrophytes in water
pollution control”, Ambio 18, pp. 100-107.
15. Byoung H. L and Scholz M.(2007), “What is the role of Phragmites australis in
experimental constructed wetland filters treating urban runoff?”, Ecological
engineering, 29, pp.87-95.
16. Cunningham S. D., and David W. Ow (1996), “Promise and Prospect of
Phytoremediation”, Plant Physiol, Vol. 110, 1966.
17. Enkelejda K, and Uran A. (2015), “Assessment of heavy metals in sediments
and Phragmites australis in tirana river, Albania”, European Journal of Physical
and Agricultural Sciences. Vol. 3 No. 2, 2015, pp. 54-61.
18. Erkan K. (2011), “Investigation of decontamination effect of Phragmites
australis for Konya domestic wastewater treatment”, Journal of Medicinal
Plants Research, 5, pp. 6571-6577.
19. Fletcher T.D., K.L. Allende and D.T.McCarthy (2014),“The influence of media
type on removal of arsenic, iron and boron from acidic wastewater in horizontal
flow wetland microcosms planted with Phragmites australis”, Chemical
Engineering Journal, 246, pp. 217-228.
52
20. Ghosh M., Singh S. P. (2005), “A review on phytoremediation of heavy metals
and utilization of its byproducts”, Applied ecology and environmental research,
3 (1), pp 1-18.
21. Ha N.T.H. , Sakakibara M. , Sano S. (2011), “Accumulation of Indium and
other heavy metals by Eleocharisacicularis: An opiton for phytoremediation and
phytomining”, Bioresour Technol. 102, pp. 2228-2234.
22. Kevin R Henke, 2009, Arsenic:Environmental Chemistry, Health Threats and
Waste Treatment, John Wiley & Sons.
23. Kobbing J. K.,Thews N. and Zerbe S. (2013), “The utilisation of reed
(Phragmites autralis): A Review”, Mires and Peat, Volume 13 (2013/14),
Article 01, 1-14.
24. Mariana R. and Brisson J. (2014), “Pollutant removal efficiency of native
versus exotic common reed (Phragmites australis) in North American
treatment wetlands”, Ecological Engineering, 74, pp.364-370.
25. Nga T.T.H. , Ha N.T.H. (2016), “Simultaneous removal of some heavy metals
and arsenic from aqueous solutions by Phragmites autralis”, Journal of Science
and Technology, Vol 54-2A, pp. 259-265.
26. Takarina N.D and Pin T.G (2015), “Bioconcentration Factor and Translocation
Factor of Copper (Cu) in Avicennia sp, at Rawameneng and Blanakan Ponds,
Subang Regency, West Java, Indonesia”,International Journal of Marine
Science, 59, pp. 1-5.s
27. U.S. Department of health and human services (2005), Toxicological profile for
zinc, Georgia, America.
28. U.S. Department of health and human services (2007), Toxicological profile for
asenic, Georgia, America.
29. U.S. Department of health and human services (2007), Toxicological profile for
lead, Georgia, America.
30. U.S. Department of health and human services (2012), Toxicological profile for
cadmium, Georgia, America.
53
31. U.S. Department of health and human services (2012), Toxicological profile for
manganese, Georgia, America.
32. Vaičekonytė R. , Kiviat E. , Nsenga F. and Ostfeld A. (2014), An exploration of
common reed (Phramites autralis) bioenergy potential in North America, Mires
and Peat 13 (12), pp 1-9.
33. Vymazal J. (2010), Contructed Wetlands for Wastewater Treatment, Water
2010,2, 530-549.
34. Vymazal J. and Brezinova T. (2016), “Accumulation of heavy metals in
aboveground biomass of Phragmites australis in horizontal flow constructed
wetlands for wastewater treatment: A review”, Chemical Engineering Jourmal,
290, pp.232 - 242.
54
