Tải bản đầy đủ

Ứng dụng công nghệ phytoremediation để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA TP. HCM
KHOA KỸ THUẬT XÂY DỰNG

BÀI TIỂU LUẬN
CHỦ ĐỀ: ỨNG DỤNG CÔNG NGHỆ
PHYTOREMEDIATION
ĐỂ XỬ LÝ ĐẤT BỊ Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG

NHÓM

Tp. HCM, tháng 08 năm 2018
1 | Tr a n g


LỜI NÓI ĐẦU
Ô nhiễm môi trường hiện nay đang là vấn nạn ở một số nước, đặc biệt là
các nước đang phát triển trong đó có đất nước của chúng ta. Ngay lúc này, các
nhà khoa học trên thế giới đang nỗ lực nghiên cứu những phương pháp khác
nhau, nhằm tối ưu hóa khả năng xử lý ô nhiễm môi trường. Một trong số những
phương pháp đó có Phytoremediation.
Bài tiểu luận ngày hôm nay của chúng tôi sẽ đi tìm hiểu về công nghệ

Phytoremediation và cách ứng dụng công nghệ này vào thực tế. Hi vọng bài
viết sẽ giúp bạn có được những kiến thức mới rất thú vị mà có thể bạn chưa thể
nào nghĩ là nó có thể tồn tại. Bên cạnh đó chúng tôi hi vọng sẽ ngày càng có
thêm nhiều phương thức xử lý ô nhiễm môi trường tốt hơn, tối ưu hơn nữa để
môi trường của Trái đất – ngôi nhà chung của chúng ta ngày càng trở nên tươi
đẹp hơn.
Bài viết không thể tránh khỏi những sai sót, mong bạn đọc thông cảm
cho chúng tôi. Nếu có bất cứ ý kiến nào về chủ đề xin trao đổi qua email: Rất
mong được trao đổi về chủ đề với các bạn.
Nhóm thực hiện

2 | Tr a n g


MỤC LỤC
A. GIỚI THIỆU......................................................................4
I. Ô NHIỄM ĐẤT......................................................4
1. NHỮNG KHÁI NIỆM CƠ BẢN..................................4
1.1. ĐẤT LÀ GÌ?...............................................................4
1.2. SỰ Ô NHIỄM MÔI TRƯỜNG ĐẤT.................................4
1.3. CÁC NGUYÊN NHÂN CÂY Ô NHIỄM ĐẤT......................4
2. Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT...................5
2.1. TÁC HẠI CỦA KIM LOẠI NẶNG....................................5
II.

XỬ LÝ ĐẤT BỊ Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG BẰNG THỰC VẬT
(PHYTOREMEDIATION TECHNOLOGY)...........................7
1.ĐỊNH NGHĨA.........................................................7
2.CƠ CHẾ................................................................7
3.CÁC NHÂN TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN CƠ CHẾ HẤP THỤ. .9
4.KHẢ NĂNG HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CỦA MỘT SỐ LOẠI
CÂY...................................................................10
5.KHẢ NĂNG HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CỦA MỘT SỐ LOẠI
CÂY CỤ
THỂ......................................................................10
5.1. DƯƠNG XỈ PTERIS VITTATA L..................................10
5.2. CỎ VETIVER..........................................................14
5.3. MỘT SỐ LOẠI CÂY KHÁC.........................................17
6.ƯU ĐIỂM VÀ HẠN CHẾ CỦA CÔNG NGHỆ
PHYTOREMEDIATION..........................................19


6.1. ƯU ĐIỂM...............................................................19
3 | Tr a n g


6.2. NHƯỢC ĐIỂM.........................................................20
B. KẾT LUẬN.........................................................20
C. TÀI LIỆU THAM KHẢO.........................................20

4 | Tr a n g


A. GIỚI THIỆU
I. Ô NHIỄM ĐẤT
1. NHỮNG KHÁI NIỆM CƠ BẢN
1.1. ĐẤT LÀ GÌ?
Đất hay thổ nhưỡng là lớp ngoài cùng của thạch quyển bị biến đổi tự
nhiên dưới tác động tổng hợp của nước, không khí, sinh vật.
Các loại đá và khoáng cấu tạo nên vỏ trái đất dưới tác động của khí hậu,
sinh vật, địa hình, trải qua một thời gian nhất định dần dần bị vụn nát và cùng
với xác hữu cơ sinh ra đất. Sau này, các nhà nghiên cứu bổ sung thêm một yếu
tố đặc biệt quan trọng đó là con người. Chính con người khi tác động vào đất đã
làm thay đổi nhiều tính chất đất và nhiều khi đã tạo ra một loại đất mới chưa
từng có trong tự nhiên (ví dụ như đất trồng lúa nước…).
Đất có cấu trúc hình thái rất đặc trưng, xem xét một phẫu diện đất có
thể thấy sự phân tầng cấu trúc từ trên xuống dưới như sau:

- Tầng thảm mục và rễ cỏ được phân huỷ ở mức độ khác nhau.
- Tầng mùn thường có mầu thẫm hơn, tập trung các chất hữu cơ và dinh
-

dưỡng của đất.
Tầng rửa trôi do một phần vật chất bị rửa trôi xuống tầng dưới.
Tầng tích tụ chứa các chất hoà tan và hạt sét bị rửa trôi từ tầng trên.
Tầng đá mẹ bị biến đổi ít nhiều nhưng vẫn giữ được cấu tạo của đá.
Tầng đá gốc chưa bị phong hoá hoặc biến đổi.

Đất được được tổng hợp bởi: đá mẹ, sinh vật, khí hậu, địa hình và thời
gian, đó là những nhân tố quyết định tới việc hình thành đất.

1.2. SỰ Ô NHIỄM MÔI TRƯỜNG ĐẤT
Đất ô nhiễm bị gây ra bởi sự có mặt của hóa chất xenobiotic (sản phẩm
của con người) hoặc do các sự thay đổi trong môi trường đất tự nhiên. Nó được
đặc trưng gây nên bởi các hoạt động công nghiệp, các hóa chất nông nghiệp,
hoặc do vứt rác thải không đúng nơi quy định. Các hóa chất phổ biến bao
gồm hydrocacbon dầu, hydrocacbon thơm nhiều vòng (như là naphthalene and
benzo(a)pyrene), dung môi, thuốc trừ sâu, chì, và các kim loại nặng. Mức độ ô
nhiễm có mối tương quan với mức độ công nghiệp hóa và cường độ sử dụng
hóa chất.

1.3. CÁC NGUYÊN NHÂN GÂY Ô NHIỄM ĐẤT
5 | Tr a n g


Ô nhiễm đất có thể gây ra bởi:
-

Tai nạn tràn chất ô nhiễm

-

Mưa axit

-

Thâm canh

-

Nạn phá rừng

-

Cây biến đổi gen

-

Rác thải phóng xạ

-

Tai nạn công nghiệp

-

Bãi chôn lấp và vứt bỏ rác thải bất hợp pháp

-

Hoạt động nông nghiệp, chẳng hạn như sử dụng thuốc trừ sâu, thuốc diệt
cỏ và phân bón

-

Khai thác mỏ và các ngành công nghiệp khác

-

Dầu và nhiên liệu thải bỏ

-

Chôn lấp rác thải

-

Thải bỏ tro than

-

Nước mặt bị ô nhiễm thấm vào đất

-

Xả nước tiểu và phân tự do

-

Rác thải điện tử
Các hóa chất phổ biến nhất liên quan là hydrocarbon dầu, dung môi,

thuốc trừ sâu, chì, và các kim loại nặng khác.

2. Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT
2.1. TÁC HẠI CỦA KIM LOẠI NẶNG
Kim loại nặng đã được con người sử dụng hàng ngàn năm nay. Bên cạnh
những lợi ích mà nó đem lại, kim loại nặng còn chứa nhiều tác hại ảnh hưởng
đến môi trường, sự sống và sức khỏe của con người. Thủ phạm chính gây ra là
các chất như chì (Pb), cadimi (Cd), asen (As), thủy ngân (Hg) và các dạng hợp
chất của thủy ngân… Các kim loại này đã được nghiên cứu và đánh giá tác
động lên cơ thể người bởi các chuyên gia, tổ chức WHO.
Bên cạnh việc ảnh hưởng xấu đến sức khỏe con người. Các kim loại nặng
còn gây tác hại lên thực vật nói chung, cây trồng, hoa màu nói riêng và đặc
biệt là trực tiếp với đất.

a. Tác động lên đất
6 | Tr a n g


Sự ô nhiễm đất bởi kim loại nặng diễn ra ở hầu hết những nơi hoạt động
sản xuất công nghiệp trên thế giới. Kim loại nặng được xem là thành phần
chính gây ra ô nhiễm đất đặc biệt là Cu, Ni, Cd, Zn and Pb. Các kim loại nặng
không ảnh hưởng trực tiếp đến các enzyme hoạt động trong đất mà thay thế
các vi sinh vật có vai trò tổng hợp enzyme. Các kim loại nặng đầu độc các vi
sinh vật trong đất bằng cách ảnh hưởng lên các quy trình chính trong hoạt
động vi sinh, làm giảm số lượng của các vi sinh vật. Nói cách khác, sự ảnh
hưởng lâu dài của các kim loại nặng trong đất làm các vi sinh vật cũng như các
loại nấm bị biến đổi hoặc đột biến, ví dụ như gây ảnh hưởng lên nấm
arbuscular mycorrhizal (AM) giữ vai trò quan trọng trong quá trình khôi phục hệ
sinh thái ô nhiễm.
Theo như các nghiên cứu gần đây, Cd gây độc hại tới các enzyme trong
đất hơn Pb vì tính linh động cao và ái lực đối với keo đất của nó thấp hơn. Trong
khi đó, Cu gây ức chế hoạt động của b-glucosidase, một chất quan trọng trong
quá trình tổng hợp dưỡng chất của cây. Pb thì lại làm giảm hoạt tính của urê
trong đất, các loại enzyme như invertase (một loại enzyme được sản xuất bởi
nấm men, xúc tác cho sự thủy phân saccharose thành glucose và fructose) và
catalase (enzyme phân giải hydrogen peroxide để giải phóng khí oxy dùng cho
sự hô hấp của các sinh vật và thực vật)…

b. Tác động lên thực vật
Các loại kim loại nặng không giữ nhiều vai trò trong quá trình sinh trưởng
và phát triển của các loài thực vật. Bên cạnh đó, một số khác như Co, Cu, Fe,
Mn, Mo, Ni và Zn lại là những nguyên tố góp phần cho sự sinh trưởng và trao
đổi chất của thực vật tuy nhiên chúng có thể đầu độc nếu vượt qua ngưỡng cho
phép. Sự hấp thụ kim loại nặng của thực vật có thể ảnh hưởng đến các sinh vật
khác trong chuỗi thức ăn, cụ thể là các sinh vật tiêu thụ chúng như các loài
động vật ăn cỏ, con người.
Quá trình hấp thụ và tích trữ kim loại nặng của thực vật dựa vào một số
yếu tố như nhiệt độ, độ ẩm, sự có mặt của các chất hữu cơ, pH và các chất dinh
dưỡng khác. Ví dụ: Quá trình hấp thụ và tích lũy Cd, Zn, Cr và Mn ở rau chân vịt
tăng lên vào mùa hè, trong khi đó vào mùa đông, nó hấp thụ Cu, Ni và Pb nhiều
hơn. Vì vậy ý tưởng dùng thực vật để hấp thụ bớt kim loại trong đất là có cơ sở
và điều này đang được các nhà khoa học nghiên cứu. Ngoài ra, việc hấp thụ các

7 | Tr a n g


kim loại nặng còn phụ thuộc vào loài thực vật, các loài khác nhau thì có khả
năng hấp thụ kim loại khác nhau.
Khi thực vật hấp thụ các kim loại nặng chúng sẽ có những biến đổi nhất
định bên trong hoặc có thể thấy rõ ra bên ngoài như biến đổi màu sắc và chức
năng ở các bộ phận như lá, rễ. Hấp thụ kim loại nặng gây ảnh hưởng xấu đến
quá trình quang hợp, kết quả là cây sẽ sinh trưởng, phát triển chậm, giảm sản
lượng. Ví dụ: Sự tăng lên của chì (Pb) làm cho hạt giống không thể nảy mầm, có
thể gây kéo dài thời gian ủ bệnh…

II. XỬ LÝ ĐẤT BỊ Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG BẰNG THỰC VẬT
(PHYTOREMEDIATION TECHNOLOGY)
1. ĐỊNH NGHĨA
Đây được hiểu là biện pháp sử dụng thực vật để hút các chất ô nhiễm,
sau đó những chất ô nhiễm này sẽ được biến đổi và chuyển vào trong thân sau
đó lên lá và cuối cùng chúng được bài tiết ra ngoài qua lỗ khí khổng cùng với
quá trình thoát hơi nước của cây. Các chất ô nhiễm này có thể được biến đổi
trước khi đi vào cây do tác dụng của enzyme giúp cho cây hút chúng nhanh
hơn, hoặc một số chất khi đi vào trong cây mới bị biến đổi.

2. CƠ CHẾ

8 | Tr a n g


Trong một số trường hợp thực vật ở vùng nhiệt đới hoặc có điều kiện sống
gần giống vùng nhiệt đới, các chất ô nhiễm này có thể bị bài tiết ra dưới dạng
dịch. Giống như cơ chế giảm bớt hàm lượng muối ở cây có khả năng chịu mặn.
Hay

nói

cách

khác:

Phytovolatilization

(một



chế

trong

Figure 1: Các cơ chế hấp thụ kim loại nặng của cây bằng công nghệ Phytoremediation

phytoremediation) là sử dụng thực vật để làm bay hơi các chất ô nhiễm thông
qua quá trình hấp thu và chuyển hóa các chất ô nhiễm thành các chất không
độc hại hoặc ít độc hại hơn và được thoát ra ngoài qua lỗ khí khổng. Sau khi
giải phóng vào không khí, các hợp chất có thể nhanh chóng bị oxi hóa trong khí
quyển bởi gốc hydroxyl, độc tố sẽ bị giảm đáng kể, (ví dụ: TCE, PCE).
Sự chuyển hóa bên trong thực vật là sự đồng nhất hóa các nhóm hợp
chất riêng biệt. Sự đồng hóa các chất trong cây nhờ có hệ enzyme, thực vật sử
dụng hệ enzyme đồng hóa, làm giảm nồng độ của chất ô nhiễm.
Phytoextraction: Hấp thụ và chuyển hóa các kim loại nặng từ rễ vào các
bộ phận của cây (chủ yếu là chồi), những bộ phận đó có thể được con người sử
dụng để đốt lấy tro và có thể tái chế kim loại trong chúng.

9 | Tr a n g


Phytostabilisation: Là phương thức được một số loài thực vật nhất định
dùng để cố định các chất gây ô nhiễm vào khu vực đất xung quanh rễ bằng
cách gom và tích trữ chúng trong các mô của rễ, hoặc kết tủa lại để ngăn
không cho chúng hòa tan và phân tán lại vào trong đất.
Rhizofiltration: Là sự hấp thụ hoặc kết tủa trên bề mặt rễ cây, hoặc tích
trữ vào trong rễ các chất trong dung dịch xung quanh khu vực rễ cây, chủ yếu
đối với vùng đất bị ngập nước. Đây cũng là phương thức để làm sạch nước thải.
Phytovolatilization: Là sự hấp thụ và chuyển hóa các chất ô nhiễm. Thực
vật sẽ làm giảm độc tính của chúng bằng cách đồng hóa sau đó giải phóng
chúng vào không khí. Phytovolatilization diễn ra ở giai đoạn phát triển của cây
và một số loại cây khác có thể hấp thụ nước hòa tan các chất gây ô nhiễm.
Sau khi giải phóng vào không khí, các hợp chất có thể nhanh chóng bị oxi
hóa trong khí quyển bởi gốc hydroxyl ⟶ giảm độc, (ví dụ: TCE, PCE).
Sự chuyển hóa bên trong thực vật là sự đồng nhất hóa các nhóm hợp
chất riêng biệt.
Sự đồng hóa các chất trong cây nhờ có hệ enzyme, thực vật sử dụng hệ
enzyme đồng hóa, làm giảm nồng độ của chất ô nhiễm.
Ngoài ra các chất gây ô nhiễm còn có thể được rễ cây hấp thụ thụ động
thông qua các vi sinh vật xung quanh rễ.

10 | Tr a n g


3. CÁC NHÂN TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN CƠ CHẾ HẤP THỤ


hữu

một

Figure 2: Các nhân tố ảnh hưởng đế cơ chế hấp thụ



Chelate:
hợp chất
liên

kết

với một nguyên tử kim loại ở hai hay nhiều điểm.
Tính chất của phương tiện: tính chất của các điều kiện như pH, phân bón,
nguồn photpho…

11 | Tr a n g


4. KHẢ NĂNG HẤP THỤ CỦA MỘT SỐ LOẠI CÂY
5. KHẢ NĂNG HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CỦA MỘT SỐ LOẠI
CÂY CỤ THỂ
5.1.

D
Ư
Ơ
N
G

Figure 3: Khả năng hấp thụ asen, chì, thủy ngân của một số loài cây

XỈ PTERIS VITTATA L
a. Giới thiệu
Hiện nay dương xỉ, đặc biệt là loài dương xỉ Pteris vittata L, đang là đối
tượng rất được quan tâm trong nghiên cứu nhằm loại bỏ kim loại nặng ra khỏi

12 | Tr a n g


vùng đất ô nhiễm. Loài dương xỉ Pteris vittata có khả năng tích luỹ 14.500 ppm
As mà chưa có triệu chứng tổn thương. Cây này sinh trưởng nhanh, có sức
chống chịu cao với As trong đất (As > 1500 ppm) và chỉ bị độc ở nồng độ
22.630 ppm qua 6 tuần. Theo các nhà khoa học Mỹ, Pteris vittata có thể chứa
tới 22g As/kg lá. Họ cũng đã chứng minh rằng trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ
này giảm mức As trong nước từ 200 µg/l xuống gần 100 lần, dưới mức cho phép
của Mỹ (10 µg/l).
Ở Việt Nam, kết quả điều tra thu thập và phân tích các mẫu thực vật tại
một số vùng mỏ đã và đang khai thác tại Thái Nguyên cho thấy, ngoài khả
năng tích lũy cao As dương xỉ Pteris vittata còn có khả năng tích lũy một số kim
loại như Mn, Cu, Fe, Zn và Pb.

b. Thí nghiệm
Pb2+, Zn2+ dùng trong thí nghiệm được bổ sung dưới dạng Pb(NO 3)2,
Zn(NO3)2.6H2O. Trước khi bổ sung vào thí nghiệm, các hóa chất được pha thành
dung dịch mẹ bằng nước cất khử ion rồi tính toán để lấy ra một lượng nhất định
theo yêu cầu thí nghiệm và bổ sung vào đất. Đất sau khi trộn kim loại sẽ được
ủ khoảng 1 tuần trước khi đưa cây vào thí nghiệm. Mỗi công thức được lặp lại 3
lần
Thí nghiệm chống chịu Pb và Zn được đặt ở các nồng độ 500, 1000, 2000,
3000, 4000 mg/kg đối với Pb và 300, 600, 900, 1200, 1500 mg/kg đối với Zn.
Các công thức thí nghiệm được so sánh với đối chứng không bổ sung kim loại
vào đất.
Thí nghiệm hấp thu Pb và Zn theo thời gian với các nồng độ Pb và Zn
trong đất tương ứng lần lượt là 1000 mg/kg và 300 mg/kg. Thời gian thu cây:
lần 1: sau 1 tháng đặt thí nghiệm, lần 2: sau 1,5 tháng, lần 3: sau 2 tháng và
lần 4: kết thúc thí nghiệm sau 2,5 tháng.
Phương pháp phân tích : xác định Pb và Zn theo phương pháp quang phổ
hấp thụ nguyên tử AAS.

c. Phân tích kết quả
* Ảnh hưởng của nồng độ Pb trong đất lên sinh trưởng và hấp
thu Pb của Pteris vittata

13 | Tr a n g


Kết quả ở Bảng 5.1 cho thấy sự khác biệt rõ ràng về sinh khối giữa các
công thức thí nghiệm. Biểu hiện ở công thức đối chứng có sinh khối đạt 4.69
g /chậu, trong khi đó ở các công thức có Pb có nồng độ Pb là 500 và 1000
mg/kg, sinh khối đạt các giá trị tương ứng là 4.74 và 5.27 g / chậu. Ở các nồng
độ chì này sinh trưởng của dương xỉ cao hơn đối chứng.
Bảng 5.1: Sinh khối và hàm lượng Pb tích lũy trong sinh khối của từng nồng độ
trong thí nghiệm chống chịu
Công thức

Sinh khối

Đc
500 mg/kg
1000 mg/kg
2000 mg/kg
3000 mg/kg

4.69
4.74
5.27
4.34
2.18

Hàm lượng Pb tích lũy (mg/kg)
Thân
Rễ
39.286
170.630
67.979
730.519
101.560
1075.073
119.420
1160.714
135.714
1553.571

Khi nồng độ Pb trong đất tăng lên 2000 mg/kg, 3000 mg/kg và 4000
mg/kg đất, Pb ức chế lên sinh trưởng của Pteris vittata rõ rệt. Sinh khối cây thu
được sau khi kết thúc thí nghiệm ở nồng độ Pb 2000 mg/kg là 4.34 g/chậu, ở
3000mg/kg chỉ đạt 2.18 g, thấp hơn 2 lần so với sinh khối ở nồng độ 2000
mg/kg và 2,4 lần so với công thức 1000 mg Pb. Còn ở nồng độ 4000 mg/kg các
cây đều chết sau một tháng thí nghiệm. Điều này chứng tỏ Pteris vittata có khả
năng chống chịu Pb trong đất đến nồng độ 3000 mg/kg trong khi ở nồng độ
1000 mg/kg cho sinh trưởng tốt nhất.
Xét khả năng tích lũy Pb, từ số liệu Bảng 5.1 cho ta thấy, lượng Pb tích
luỹ trong thân và rễ tăng tỉ lệ thuận với hàm lượng Pb bổ sung vào đất. Nếu ở
cây Đc thì lượng Pb trong thân, rễ lần lượt là 39.268 mg/kg và 170.630 mg/kg.
Thì khi đất nhiễm Pb ở nồng độ 500 mg/kg các số liệu tương ứng là 67.979
mg/kg trong thân và 730.519 mg/kg trong rễ. Tiếp tục tăng lượng Pb bổ sung
vào đất lượng Pb trong cây PV cũng tăng lên và ở nồng độ 3000 mg/kg thì Pb
trong thân và rễ là 135.714 mg/kg và 1553.571 mg/kg. Tuy nhiên, xét tỉ lệ của
hàm lượng Pb tích lũy trong rễ với hàm lượng Pb tích lũy trong thân cho thấy, tỉ
lệ này chênh lệch không nhiều giữa các nồng độ thí nghiệm và dao động trong
khoảng từ 9.7 ÷ 11.4. Điều này chứng tỏ sự ổn định về tương quan phân bổ
lượng Pb giữa rễ và thân, tương quan này của Pteris vittata không phụ thuộc
vào nồng độ Pb trong đất.

14 | Tr a n g


Như vậy có kết luận rằng, Pteris vittata có khả năng chống chịu và loại bỏ
Pb tốt nhất ở nồng độ Pb 1000 mg/kg. Đây cũng là cơ sở để lựa chọn nồng độ
Pb 1000 mg/kg cho thí nghiệm hấp thu Pb theo thời gian.

* Ảnh hưởng của nồng độ Zn trong đất lên đến sinh trưởng và
hấp thu của Pteris vittata
Số liệu thí nghiệm về sinh khối ở Bảng 5.2 cho thấy, ảnh hưởng rõ ràng
của nồng độ Zn trong đất lên sinh trưởng và phát triển của của Pteris vittata.
Thể hiện ở chỗ, khi nồng độ Zn trong đất tăng thì sinh khối giảm dần. Tuy
nhiên, mức độ giảm sinh khối không tỉ lệ một cách tuyến tính với nồng độ Zn
trong đất.
Bảng 5.2. Sinh khối, hàm lượng Zn tích lũy và hiệu quả hấp thu Pb của từng
nồng độ trong thí nghiệm chống chịu
Công thức

Sinh khối

Đc
300 mg/kg
600 mg/kg
900 mg/kg
1200 mg/kg
1500 mg/kg

6.95
6.88
5.87
5.22
3.81
3.69

Hàm lượng Pb tích lũy (mg/kg)
Thân
Rễ
284.848
1715.152
345.455
3430.700
364.853
3846.711
454.545
4242.700
580.087
4909.091
565.111
5380.172

Nếu như ở công thức đối chứng và 300 mg/kg, sự chênh lệch về sinh khối
của hai công thức này không đáng kể khoảng 0.07 g. Cho thấy nồng độ Zn 300
mg/kg không ảnh hưởng mấy đến sự sinh trưởng và phát triển của Pteris
vittata. Thì khi tăng nồng độ Zn lên 600 mg/kg sinh khối giảm 1.08 g so với đối
chứng, ở nồng độ 900 mg/kg sinh khối giảm chậm hơn (1.73 g so với đối
chứng). Sinh khối cây giảm mạnh nhất ở nồng độ 1200 mg/kg kém hơn đối
chứng 1.89 lần (3.14 g). Nhưng đến công thức 1500 mg/kg sinh khối giảm so
với công thức 1200 mg/kg chỉ là 0.12 g.
Xét khả năng tích lũy và loại bỏ Zn của Pteris vittata ở các nồng độ thí
nghiệm (bảng 2) cho thấy. Khả năng tích lũy Zn trong thân và rễ của cây tăng
khi hàm lượng Zn trong đất tăng. Tuy nhiên mức độ tăng không tỉ lệ tuyến tính
với nồng độ Zn có trong đất. Khi nồng độ Zn trong đất tăng từ 300 ÷ 1500
mg/kg thì khả năng tích lũy Zn của cây chỉ tăng từ 345.46 ÷ 580.09 mg/kg đối
với thân và từ 3430.70 ÷ 5380.17 mg/kg đối với rễ. Cũng giống như với thí

15 | Tr a n g


nghiệm chống chịu Pb, khi xét tỉ lệ tích lũy Zn giữa rễ và thân của Pteris vittata
trong các nồng độ thí nghiệm cho thấy con số này dao động không nhiều (trong
khoảng 8.5 ÷ 10.5). Điều này chứng tỏ nồng độ Zn trong đất ảnh hưởng không
nhiều đến tương quan tỉ lệ nồng độ Zn trong các phần của Pteris vittata.
Như vậy, Pteris vittata có khả năng chịu được với nồng độ Zn trong đất đến
1500 mg/kg. Tuy nhiên khả năng chống chịu và loại bỏ Zn tốt nhất là ở nồng độ
300 mg/kg. Vì vậy ta lựa chọn nồng độ 300 mg/kg là nồng độ sử dụng cho thí
nghiệm hấp thu theo thời gian.

5.2. CỎ VETIVER
a. Giới thiệu
Chì là một kim loại nặng độc hại và đang có dấu hiệu ô nhiễm trong môi
trường đất, nước ở nhiều nơi trên thế giới. Có rất nhiều phương pháp khác nhau
để xử lý đất bị ô nhiễm chì, trong đó phương pháp sử dụng thực vật là phương
pháp đang được nhiều khoa học quan tâm hiện nay bởi hiệu quả cao, chi phí
thấp và thân thiện với môi trường. Qua một số kết quả nghiên cứu của Randof
et al. (1995); Knoll (1997); Truong và Baker (1998); Chen (2000) cho thấy cỏ
Vetiver là đối tượng thực vật có nhiều đặc tính ưu việt trong lĩnh vực này. Tuy
nhiên, việc ứng dụng một loài thực vật xử để lý ô nhiễm cần thiết phải đánh giá
được khả năng sinh trưởng, phát triển cũng như hiệu quả hấp thu các chất
trong môi trường đất ô nhiễm.

b. Thí nghiệm
Môi trường đất được chọn thí nghiệm là đất cát pha, có thành phần lý hóa
sau: N, P và K tổng số có nồng độ lần lượt là: 0.062%; 0.043%; 0.51%; pH 4.57;
Pb: 0.25ppm. Đây là loại đất chua và nghèo dinh dưỡng.
Cho 70 kg đất tươi vào mỗi chậu nhựa thí nghiệm (chiều cao 20cm,
đường kính miệng 27cm, đáy 20cm).
Chọn những cây cỏ có thời gian sinh trưởng như nhau, khỏe mạnh, rửa
sạch và cắt ngắn để lại phần thân dài 35cm và phần rễ 5cm. Trồng 5 tép cỏ vào
mỗi chậu và ổn định trong 30 ngày.
Bổ sung Pb vào đất dưới dạng dung dịch PbCl 2 để được các nồng độ Pb
trong đất tương ứng là 500, 750, 1000, 1500ppm và đối chứng không bổ sung
Pb.

16 | Tr a n g


Phương pháp phân tích:

- Sau 30, 50 và 70 ngày tiến hành xác định các chỉ tiêu sinh trưởng, phát
triển; hàm lượng Pb tích lũy trong cỏ và hàm lượng Pb còn lại trong các

-

chậu thí nghiệm.
Xác định chiều cao thân, chiều dài rễ, trọng lượng khô, khả năng phân

-

nhánh theo phương pháp cân, đo.
Xác định Nts theo phương pháp Kjeldahl; Pts theo phương pháp so màu;
Kts theo phương pháp quang kế ngọn lửa; Pb theo phương pháp quang
phổ hấp thụ nguyên tử ASS; pH đo trực tiếp trên máy pH meter 710A,
Inolab.
Xử lý số liệu: Các số liệu được xử lý bằng phương pháp thống kê: xác định

phương sai của dữ liệu và giá trị trung bình bằng phương pháp phân tích
ANOVA; so sánh các giá trị trung bình bằng phương pháp LSD (giới hạn sai khác
nhỏ nhất - Least Significant Diference).

c. Phân tích kết quả
* Khả năng sinh trưởng và phát triển của cỏ vetiver dưới ảnh
hưởng của các nồng độ Pb trong đất
Kết quả nghiên cứu cho thấy sau 70 ngày xử lý Pb, ở các nồng độ Pb từ
500 - 1500ppm cỏ vetiver vẫn có khả năng sinh trưởng và phát triển tốt, thể
hiện qua phát triển chiều cao đạt từ 112.7 – 145.7cm, đối chứng 107.3cm; khả
năng phân nhánh đạt từ 18.3 – 24.0 nhánh/chậu, đối chứng 24.0nhánh/chậu;
trọng lượng khô của cây đạt 52.6-68.1g/chậu, đối chứng 55.2g/chậu; chiều dài
rễ đạt từ 55.0 – 62.7cm, đối chứng 61cm. Tuy nhiên, qua phân tích ANOVA cho
thấy các chỉ tiêu sinh lý ở tất cả các công thức xử lý không có sự sai khác đáng
kể với mức ý nghĩa α=0.05. Điều này chứng tỏ, ở nồng chì trong đất từ 500 –
1500 ppm chưa có dấu hiệu ảnh hưởng đến khả năng sinh trưởng, phát triển
của cỏ vetiver.

* Hàm lượng Pb tích lũy trong các bộ phận của cỏ vetiver dưới
ảnh hưởng của các nồng độ Pb trong đất

17 | Tr a n g


Khả năng tích lũy Pb trong các bộ phận của cỏ vetiver sau 70 ngày xử lý
Pb được trình bày ở Bảng 5.3

Bảng 5.3: Hàm lượng Pb trong các bộ phận của cỏ dưới ảnh hưởng của các
nồng độ Pb trong đất khác nhau theo thời gian (mg)

Kết quả cho thấy, ở tất cả các nồng độ chì trong đất từ 500-1500ppm,
hàm lượng Pb tích lũy trong rễ cao hơn trong thân và lá. Nồng độ Pb trong đất
càng cao thì sự tích lũy Pb trong cỏ càng lớn. Sau 70 ngày xử lý, hàm lượng chì
tích lũy trong thân và lá dao động từ 16.23ppm (tương ứng với nồng độ chì
trong đất là 500ppm) đến 54.33ppm (tương ứng với nồng độ Pb trong đất là
1500ppm). Hàm lượng Pb tích lũy trong rễ dao động từ 29.46ppm (tương ứng
với nồng độ chì trong đất là 500ppm) đến 68.44ppm (tương ứng với nồng độ Pb
trong đất là 1500ppm).

* Hàm lượng Pb trong đất còn lại sau thời gian xử lý
Hàm lượng Pb còn lại trong đất sau thời gian xử lý được trình bày ở Bảng 5.4
Bảng 5.4: Biến động hàm lượng Pb trong đất trồng cỏ vetiver theo thời gian
Nồng độ
(mg/kg
đất)
500
750
1000
1500

30
% so với
ppm
ban đầu
a
a
368.66
73.73
b
a
543.84
72.51
c
712.35a
71.24
d
1105.33
73.69
a

18 | Tr a n g

Thời gian (ngày)
50
% so với
ppm
ban đầu
a
b
191.97
38.39
b
b
313.79
41.84
c
511.88b
51.19
836.99b

d

55.80

70
% so với
ppm
ban đầu
a
b
183.27
36.65
b
c
208.06
27.74
c
334.24c
33.42
633.76c

d

42.25


Kết quả cho thấy ở tất cả các nồng độ xử lý, hàm lượng Pb trong đất giảm
khá nhanh theo thời gian. Sau 30 ngày xử lý, hàm lượng Pb trong đất còn lại từ
71.24-73.73%; sau 50 ngày xử lý còn lại từ 38.39 – 55.80% và sau 70 ngày xử
lý, hàm lượng Pb trong đất chỉ còn từ 27.74-42.25%. Tại nồng độ Pb trong đất
700ppm, hàm lượng Pb còn lại trong đất là ít nhất (27.74% so với nồng độ ban
đầu).
Theo TCVN 7209-2002, giới hạn cho phép của Pb trong đất theo các mục
đích sử dụng khác nhau dao động từ 70-300ppm. Kết quả nghiên cứu của
chúng tôi với dãy nồng độ Pb trong đất từ 500-1500ppm (vượt tiêu chuẩn cho
phép rất nhiều lần), nhưng cỏ vetiver vẫn có khả năng sinh trưởng, phát triển
và hấp thụ Pb với hiệu quả cao. Điều này cho thấy có thể sử dụng cỏ vetiver để
phục hồi có hiệu quả các các vùng đất bị ô nhiễm nặng bởi Pb.

* Kết luận
Cỏ vetiver vẫn có khả năng sinh trưởng và phát triển tốt ở các nồng độ Pb
trong đất từ 500 - 1500ppm.
Hàm lượng Pb tích lũy trong rễ cao hơn trong thân và lá; Nồng độ Pb trong đất
càng cao thì sự tích lũy Pb trong cỏ càng lớn. Sau 70 ngày xử lý, hàm lượng chì
tích lũy trong thân và lá cao nhất đạt 54.33ppm; trong rễ cao nhất đạt
68.44ppm.
Ở tất cả các nồng độ xử lý, hàm lượng Pb trong đất giảm khá nhanh theo
thời gian; Sau 70 ngày xử lý, hàm lượng Pb trong đất chỉ còn từ 27.74 - 42.25%
so với ban đầu.
Có thể sử dụng cỏ vetiver để phục hồi có hiệu quả các các vùng đất bị ô
nhiễm Pb vượt tiêu chuẩn cho phép nhiều lần.

5.3. MỘT SỐ LOẠI CÂY KHÁC
a. Cỏ mần trầu
Mần trầu hay cỏ vườn trầu, màn trầu, màng trầu, thanh tâm thảo, cỏ chỉ
tía, ngưu cân thảo (danh pháp: Eleusine indica) là loài thực vật xâm thực thuộc
họ Hòa thảo Poaceae. Đây là loài phân bố ở các vùng khí hậu ấm từ vĩ độ 50 trở
lên.

19 | Tr a n g


Mần trầu là cây hàng năm, cao trung bình từ 20 cm đến 40 cm, cây
trưởng thành có thể đạt chiều cao là 90 cm, thân bò dài ở gốc, có phân nhánh,
sau đó mọc thẳng thành bụi. Lá mần trầu hình dải nhọn, mọc so le. Cụm hoa là
bông xẻ ngọn, có từ 5 đến 7 nhánh dài mọc toả tròn đều ở đầu cuống chung, có
thêm từ 1 đến 2 nhánh xếp thấp hơn ở dưới. Quả thuôn dài.
Cỏ mần trầu (Eleusine Indica) có khả năng tích lũy kim loại nặng, đặc biệt
là các chất chì(Pb), kẽm(Zn), asen(As) và cadmium(Cd).

b. Rau muống
Rau muống là một loài thực vật nhiệt đới bán thủy sinh thuộc họ Bìm bìm
(Convolvulaceae), là một loại rau ăn lá. Phân bố rộng trên thế giới. Tại Việt
Nam, nó là một loại rau rất phổ thông và rất được ưa chuộng.
Gần đây các nhà khoa học phát hiện ra rằng việc trồng rau muống trên
các bè nổi có thể làm sạch dòng nước ô nhiễm bởi hóa chất công nghiệp, lượng
thừa phân bón và nhất là khử trừ loại nước đen sinh hoạt đổ ra từ các vùng dân
cư đô thị.
Kết quả cho thấy chỉ sau 48 giờ tổng lượng bùn đen (TSS) giảm đến
91,1%, nhu cầu ô-xy hóa học (COD) và sinh học (BOD) lần lượt giảm 84,5% và
88,5%, lượng thừa chất đạm (TN) và chất lân (TP) được cây hấp thụ vào thân và
lá lên đến 41,5-71,5% dẫn đến làm giảm 68,8% diệp lục tố chlorophylla trôi nổi
trong nước nghĩa là giảm khả năng sinh trưởng của các loài rong tảo.

c. Hoa hướng dương
Hướng dương còn gọi là: hướng dương quỳ tử, thiên quỳ tử, quỳ tử, quỳ
hoa tử; tên khoa học: Helianthus annuus L., thuộc họ Cúc (Asteraceae). Cây có
nguồn gốc từ Mexico.
Hoa hướng dương có khả năng hap thu các kim loại nặng như: đồng(Cu),
chì(Pb), kẽm(Zn).

d. Bèo hoa dâu
Bèo hoa dâu là tên gọi chung của một họ (Azollaceae) độc chi (Azolla)
chứa 7 loài thực vật sống trên mặt nước của các ao, hồ nước ngọt, có lá
nhỏ hình xuyến màu xanh lá cây. Rễ của loài này luôn ngâm trong nước.

20 | Tr a n g


Chúng cộng

sinh với vi

khuẩn

lam

Anabaena azollae,

để

chuyển

hóa nitơ từ không khí.
Khi ruộng lúa ngập nước, bèo hoa dâu được phát triển để thu nitơ. Khi
ruộng lúa cạn, bèo chết để lại nguồn phân đạm tự nhiên (là loại phân xanh).
Bèo hoa dâu có khả năng hấp thụ một số kim loại nặng như: chì(Pb),
kẽm(Zn), đồng(Cu), mẫu nước thải nhiễm Nitroglyxerin (NG)…

e. Cải xoong
Cải xoong (danh pháp hai phần: Nasturtium officinale hoặc Nasturtium
microphyllum) là một loại thực vật thủy sinh hay bán thủy sinh, sống lâu năm
và lớn nhanh, có nguồn gốc từ châu Âu tới Trung Á và là một trong số những
loại rau ăn được con người dùng từ rất lâu.
Trong thực tế, người ta trồng cải xoong ở cả phạm vi lớn lẫn phạm vi
trong vườn nhà. Là loại cây (bán) thủy sinh, cải xoong rất phù hợp đối với việc
trồng trong nước, phát triển tốt nhất trong nước hơi kiềm. Thông thường người
ta trồng nó xung quanh vùng thượng nguồn của các dòng nước chảy qua
vùng đá phấn.
Cải xoong chứa một lượng đáng kể sắt, canxi và axít folic cùng với
các vitamin A và C. Tại một số khu vực, cải xoong được coi là cỏ dại nhưng tại
những khu vực khác thì nó lại được coi là rau ăn hay cây thuốc. Ở những khu
vực mà cải xoong mọc có nhiều chất thải động vật thì nó có thể là nơi trú ẩn
cho các loại động vật ký sinh như sán lá gan cừu Fasciola hepatica.
Ngay từ cuối thế kỷ 19, các nhà khoa học đã phát hiện ra loài cải xoong
(thuộc dòng hyperaccumulators) co thể hấp thụ kim loại từ trong đất. Trong
thân của loại cây này có một lượng lớn chất kẽm. Sau đó, người ta phát hiện có
khoảng 20 loài cải dại thuộc họ này có khả năng hấp thụ những kim loại nặng
có độc tính cao như nikel(Ni), kẽm(Zn). Hấp thụ những kim loại độc đó, chúng
không chết mà còn phát triển nhanh.

f. Cây thơm ổi
Cây thơm ổi (danh pháp hai phần: Lantana camara), còn gọi là trâm ổi,
bông ổi, hoa ngũ sắc, trâm hôi, cây hoa cứt lợn, tứ thời, tứ quý (tên gọi tại vùng
Quảng Bình) là một loài thực vật thuộc họ Cỏ roi ngựa (Verbenaceae).

21 | Tr a n g


Cây có nguồn gốc từ các nước Trung Mỹ, sau phổ biến khắp vùng nhiệt
đới. Tại Việt Nam cây được trồng làm cảnh hoặc mọc dại
Gần đây, các nhà khoa học Việt Nam đã phát hiện ra một loài cây dại có
tên là thơm ổi có khả năng hấp thu lượng kim loại nặng cao gấp 100 lần bình
thường và sinh trưởng rất nhanh. Chúng có thể hấp thụ lượng chì cao gấp 5001.000 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.

g. Alyssum bertolonii
Alyssum bertolonii là một loài thực vật có hoa trong họ Cải. Loài này được
Desv. mô tả khoa học đầu tiên năm 1814.
Nó có khả năng hút lượng nickel cao gấp 200 lần hàm lượng có thể giết
chết hầu hết các loài thực vật khác.

6. ƯU

ĐIỂM



HẠN

CHẾ

CỦA

CÔNG

NGHỆ

PHYTOREMEDIATION
6.1. ƯU ĐIỂM
6.2. NHƯỢC ĐIỂM
B. KẾT LUẬN

CÔNG

Tốn nhiều thời gian
Cần nhiều diện tích
Phụ thuộc độ phủ của rễ
Ảnh hưởng bởi các chất hóa học trong đất
NHƯỢC ĐIỂM CỦA Nồng độ chất gây ô nhiễm
Tuổi của cây
NGHỆ PHYTOREMEDIATION
Sự tập trung vào chất ô nhiễm
Tương tác với các thảm thực vật khác
Ảnh hưởng bởi khí hậu
Phương pháp thân thiện với môi trường

Có tính thẩm mỹ
Ít gây rối loạn hơn so với các công nghệ hiện tại
Tác động trực tiếp lên các chất gây ô nhiễm
Chi phí thấp
CỦACó thể áp dụng rộng rãi đối với các loại chất ô nhiễm
Phương pháp thân thiện với môi trường

ƯU ĐIỂM
CÔNG NGHỆ PHYTOREMEDIATION

22 | Tr a n g


Công nghệ xử lý môi trường bằng thực vật là một công nghệ mới và hấp
dẫn được đề cập trong những năm gần đây. Kỹ thuật này được cho biết là có
một triển vọng đặc biệt trong việc làm sạch kim loại trong đất, ít nhất là dưới
điều kiện cụ thể nào đó và được sử dụng trong hệ thống quản lý thích hợp. Sự
phát triển của kỹ thuật di truyền và sinh học phân tử là rất cần thiết cho loại
công nghệ này.
Tuy nhiên, sự phát triển của công nghệ hấp dẫn này sẽ không thể có tính
khả thi nếu không có sự đóng góp vô giá của các nhóm nghiên cứu nhỏ lẻ. Hơn
30 năm qua, các nhà khoa học đã có nhiều nghiên cứu đóng góp quan trọng về
khả năng đặc biệt của thực vật trong xử lý môi trường. Nghiên cứu điều tra về
lĩnh vực này vẫn luôn cần thiết và phải được hưởng ứng để bảo tồn nguồn tài
nguyên di truyền tự nhiên to lớn, quý giá ở các môi trường bị ô nhiễm kim loại
và nâng cao kiến thức của chúng ta về cơ chế thích nghi tự nhiên của các loài
siêu tích luỹ kim loại.

C. TÀI LIỆU THAM KHẢO
1. “Độc chất môi trường” - Gs. TS Lê Huy Bá, 2006
2. Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Đỗ Tuấn Anh, Đặng Đình Kim Tạp chí Khoa học và Công nghệ 49 (4) (2011) 101-109
3. Nguyễn Tiến Cư, Trần Văn Tựa, Đặng Đình Kim, Đỗ Tuấn Anh, Lê
Thu Thủy - “Nghiên cứu khả năng xử lí chì (Pb) trong đất ô nhiễm
bằng cây cỏ Vetiver zizannioides” - Tuyển tập báo cáo Hội nghị
Khoa học Công nghệ Môi trường-Nghiên cứu và Ứng dụng.
4. Trần Văn Tựa, Đỗ Tuấn Anh, Nguyễn Trung Kiên, Lưu Thị Thu
Giang, Đặng Đình Kim, Trần Ngọc Ninh - “Một số dẫn liệu về khả
năng tích lũy Asen của cây dương xỉ” - Hội nghị Khoa học Toàn
quốc Về Những vấn đề nghiên cứu cơ bản trong khoa học sự
sống, đại học Quy Nhơn, 18/8/2007.
5. “Sunflower Plants as Bioindicators of Environmental Pollution
with Lead (II) Ions” - Olga Krystofova, Violetta
Shestivska, Michaela Galiova, Karel Novotny, Jozef Kaiser, Josef
Zehnalek, Petr Babula, Radka Opatrilova, Vojtech Adam, and
Rene Kizek
23 | Tr a n g


https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC3274165/#b17sensors-09-05040
6. “Heavy Metals in Contaminated Soils: A Review of Sources,
Chemistry, Risks and Best Available Strategies for Remediation” Raymond A. Wuana and Felix E. Okieimen
https://www.hindawi.com/journals/isrn/2011/402647/
7. “A Review on Heavy Metals (As, Pb, and Hg) Uptake by Plants
through Phytoremediation” - Bieby Voijant Tangahu, Siti
Rozaimah Sheikh Abdullah, Hassan Basri, Mushrifah Idris, Nurina
Anuar, and Muhammad Mukhlisin
https://www.hindawi.com/journals/ijce/2011/939161/
8. “Phytoremediation: Using green plants to clean up contaminated
soil, groundwater, and wastewater” - Ray R. Hinchman, M.
Cristina Negri, Edward G. Gatlif
https://www.researchgate.net/profile/Cristina_Negri/publication/2
326252_Phytoremediation_Using_Green_Plants_To_Clean_Up_Con
taminated_Soil_Groundwater_And_Wastewater/links/02bfe513e4b
78bd63a000000/Phytoremediation-Using-Green-Plants-To-CleanUp-Contaminated-Soil-Groundwater-And-Wastewater.pdf
9. “Remediation aspect of microbial changes of plant rhizosphere
in mercury contaminated soil” - Aleksandra Sas-Nowosielska
https://link.springer.com/article/10.1007%2Fs10661-007-9732-0
10. “Hazards of heavy metal contamination” - Järup L.
https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/14757716/
11. “Effects of Heavy Metals on Soil, Plants, Human Health and
Aquatic Life” Dr. Jiwan Singh Ajay S. Kalamdhad
https://www.researchgate.net/publication/265849316_Effects_of_
Heavy_Metals_on_Soil_Plants_Human_Health_and_Aquatic_Life

24 | Tr a n g



Tài liệu bạn tìm kiếm đã sẵn sàng tải về

Tải bản đầy đủ ngay

×