2.1. Khái quát chung về KLN và ô nhiễm KLN trong môi trường đất.

Thuật ngữ kim loại nặng dùng để chỉ bất kỳ nguyên tố kim loại nào có khối lượng riêng lớn (d≥ 5g/cm3) và thể hiện độc tính ở nồng độ thấp. Các nguyên tố KLN là thành phần tự nhiên của vỏ trái đất. Các nguyên tố này không thể bị thoát biến hay phá huỷ. Một lượng nhỏ các nguyên tố KLN này đi vào cơ thể thông qua thức ăn, nước uống và không khí. Một vài nguyên tố KLN đóng vai trò như các nguyên tố cần thiết cho việc duy trì quá trình trao đổi chất của cơ thể con người chẳng hạn như kẽm (Zn), đồng (Cu) và selen (Se). Tuy nhiên ở nồng độ cao chúng vẫn có thể gây độc cho cơ thể người và sinh vật [3].

Theo định nghĩa của tổ chức Y tế thế giới (WHO) thì: “Ô nhiễm môi trường là sự đưa vào môi trường các chất thải nguy hại hoặc năng lượng đến mức ảnh hưởng tiêu cực đến đời sống sinh vật, sức khoẻ con người hoặc làm suy thoái chất lượng môi trường” [10].

Như vậy, ô nhiễm môi trường đất do KLN được xem là tất cả các hiện tượng nhiễm bẩn

môi trường đất bởi các KLN và hợp chất của chúng, gây ảnh hưởng trực tiếp hoặc gián tiếp đến

đời sống của sinh vật và con người.

2.2. Hiện trạng ô nhiễm môi trường đất do KLN.

Đất có thể bị bạc màu, nhiễm bẩn, mất khả năng canh tác do những tập quán phản khoa

học, do các hoạt động nông nghiệp với những phương thức canh tác khác nhau và do các hoạt

động sản xuất công nghiệp thông qua thải các chất thải rắn, lỏng, khí không hợp lý vào đất. Ô

nhiễm môi trường đất liên quan chặt chẽ đến sự xuất hiện của chất thải trong quá trình sản xuất.

2.2.1. Hiện trạng ô nhiễm môi trường đất do KLN trên Thế Giới.

Chất lượng môi trường nói chung, môi trường đất nói riêng đang được cả thế giới quan

tâm. Phát triển xã hội phải đi đôi với bảo vệ môi trường đã, đang và sẽ là mục tiêu chung của mọi

quốc gia. Mỗi năm thế giới mất đi 25 tỷ tấn đất mặt do bị rửa trôi, xói mòn. Khoảng 2 tỷ ha đất

canh tác và đất trồng cỏ trên Thế Giới đã và đang bị suy thoái do sử dụng đất thiếu khoa học

hoặc không có quy hoạch. Ở nhiều nơi đất bị xói mòn, sa mạc hoá, phèn hoá, mặn hoá đã không

còn khả năng canh tác. Trước sức ép về gia tăng dân số trên toàn cầu, để tăng sản lượng lương

thực đáp ứng yêu cầu đó người nông dân đã lạm dụng phân bón hoá học, hoá chất bảo vệ thực

vật để tăng năng suất cây trồng là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm đất và nước. Ngoài

ra, sự phát triển công nghiệp, mạng lưới giao thông và đô thị hoá… đã làm cho đất, nước, không

khí nói riêng và môi trường nói chung của chúng ta bị ô nhiễm KLN. Theo thống kê của các tổ

chức Môi Trường Thế Giới, hàng năm các con sông của Châu Á đưa ra biển khoảng 50% chất

cặn lắng, có tới 70% trong số đó chảy vào Thái Bình Dương không được xử lý. Hơn 40% ô

nhiễm trong khu vực bắt nguồn từ công nghiệp, nông nghiệp, sinh hoạt, đô thị và giao thông vận

tải. Tình hình ô nhiễm xảy ra hầu hết ở các nước đang phát triển. Hơn 90% chất thải, nước thải

từ các nước này được trực tiếp đổ vào các con sông, cánh đồng mà không qua xử lý [1].

Tại Ấn Độ, nồng độ các chất như Pb, Cd và Hg cao bất thường được phát hiện ở nhiều

lạch sông Thane thuộc bở biển thành phố Bom Bay, các trạm quan trắc ngoài khơi cũng được

báo cáo có chứa Pb với hàm lượng đáng kể. Ở Pakistan, người ta cũng đã phát hiện thấy nồng độ

đáng kể KLN trong nước và các cặn lắng ở vùng ven bờ khu vực sông Indus [24].

Tại Anh, hàm lượng Cd ở lớp đất mặt xung quanh vùng khai thác Zn lên tới 336 ppm. Ở Mỹ, những vùng đất lân cận các nhà máy chế biến kim loại, hàm lượng Cd đạt đến con số khổng lồ là 1500 ppm.

Khi nghiên cứu hàm lượng KLN trong đất ở Ria of Ortigueira, Tây Ban Nha, tác giả X.

L. Otero và cộng sự (2000) [25], nhận thấy hàm lượng Ni và Cr đặc biệt cao trong tầng đất mặt

của vùng Esteiro (1930 mg/kg và 582 mg/kg) là do ảnh hưởng của bùn thải từ hoạt động khai

thác của mỏ Sepentin gần đó. Hàm lượng Cu và Zn ở mức thấp hơn.

Một số vùng thuộc các nước như Đan Mạch, Nhật, Anh và Ailen có hàm lượng Pb trong

đất cao hơn 100 ppm đã phản ánh tình trạng ô nhiễm Pb. Trong khi đó hàm lượng Pb ở Alaska

lại khá thấp chỉ khoảng 20 ppm trên lớp đất mặt.

Ngày nay với tốc độ phát triển mạnh mẽ của công nghiệp và hình thành nhiều thành phố

lớn, vấn đề ô nhiễm môi trường ngày càng nghiêm trọng. Khói từ các nhà máy, từ xe cơ giới thải

ra làm ô nhiễm bầu khí quyển. Nước thải từ các nhà máy, khu dân cư đô thị làm ô nhiễm nguồn

nước. Trong nông nghiệp sử dụng ngày một nhiều các hoá chất bảo vệ thực vật và một số loại

phân hoá học đã làm ô nhiễm nghiêm trọng nguồn tài nguyên đất.

Các nguyên tố KLN như: Cu, Pb, Zn, Cd, Hg, Cr, As… thường chứa trong phế thải của

ngành luyện kim màu, sản xuất ô tô. Khi nước thải chứa 13 mg Cu/l, 10 mg Pb/l, 1 mg Zn/l đã

gây ô nhiễm đất nghiêm trọng. Hàm lượng Cd trong đất Thuỵ Sỹ có thể lên tới 3 mg/kg trong

vòng 20 – 30 năm tới. Tính di động gây độc của các KLN còn phụ thuộc vào nhiều yếu tố như:

sự thay đổi điện thế oxy hoá khử, pH, số lượng muối và các phức chất… có khả năng hoà tan

những KLN đó ở trong đất [24].

2.2.2. Hiện trạng ô nhiễm môi trường đất do KLN ở Việt Nam. a. Ô nhiễm KLN do hoạt động công nghiệp và đô thị hoá.

Nguồn phát tán các KLN gây ô nhiễm môi trường trước hết phải kể đến sản xuất công

nghiệp như các ngành công nghiệp có sử dụng xút, clo, công nghiệp sử dụng than đá và dầu mỏ

là các nguồn thải chì, thuỷ ngân và cacdimi… Trong khi đó, các nguyên nhân tích đọng KLN

gây ô nhiễm môi trường một phần là do tác động trực tiếp từ nguồn thải, một phần là do quá

trình quản lý và xử lý các nguồn thải chưa chặt chẽ, không được coi trọng đã gián tiếp gây ô

nhiễm môi trường. Chính vì vậy mà việc tìm ra các biện pháp đề phòng và khắc phục ô nhiễm

KLN là vấn đề rất cần thiết.

Hà Nội là đô thị lớn của cả nước, sự tập trung dân số và các hoạt động công nghiệp đã

khiến cho thủ đô là nơi có nguy cơ ô nhiễm lớn nhất. Theo số liệu điều tra năm 2001 của Trung

tâm Kỹ thuật Môi trường đô thị và khu công nghiệp Hà Nội, lượng rác thải nguy hại nguồn gốc

công nghiệp của Hà Nội dao động từ 13.000 tấn/năm đến 20.000 tấn/năm. Trong đó khối lượng

chất thải có thành phần chất dễ ăn mòn là 2.272,95 tấn (chiếm 18.80%), chất có độc tín cao là

2.562,98 tấn (chiếm 20,91%). Do hiện nay thành phố chưa xây dựng xong hệ thống xử lý và

chôn lấp chất thải rắn nguy hại nên phần lớn nguồn chất thải rắn công nghiệp đều bị chôn lẫn với

các loại chất thải khác tại bãi rác Nam Sơn (Sóc Sơn) và bãi rác Tây Mỗ (Từ Liêm). Các bãi chất

thải này đều không có hệ thống chống thấm, kỹ thuật vận hành không đảm bảo và không có hệ

thống xử lý nước rác dẫn đến tình trạng nước rác được thải trực tiếp vào các hệ thống thuỷ vực

xung quanh (tại bãi rác Tây Mỗ nước rác được thải trực tiếp ra Sông Nhuệ), hoặc ngấm xuống

nguồn nước ngầm gây ảnh hưởng nghiêm trọng đến chất lượng môi trường đất và nước [15].

Theo Công ty Môi trường Đô thị Hà Nội (URENCO) tính trung bình nội thành Hà Nội thải

ra khoảng 1.455 tấn rác thải/ngày, không kể rác xây dựng. Thực tế Công ty mới chỉ thu gom và

vận chuyển được 1.200 tấn rác/ngày (bằng 82,5% tổng lượng rác thải). Lượng rác còn lại không

được thu gom, tồn đọng ở các ao hồ, ngõ xóm, kênh mương, theo dòng nước mưa chảy tràn gây ô

nhiễm đất [8].

Cùng với Hà Nội, thành phố Hồ Chí Minh cũng là địa phương có nguy cơ ô nhiễm cao, theo điều tra của tác giả Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002) [14] thành phố có hơn 28.500 cơ sở sản xuất công nghiệp và tiểu

thủ công nghiệp, phần lớn chưa có hệ thống xử lý nước thải. Nước thải từ các cơ sở sản xuất

chưa qua xử lý xả trực tiếp qua các kênh rạch, vào các vùng sản xuất nông nghiệp, gây ô nhiễm

môi trường đất và nguồn nước tưới nông nghiệp. Kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm KLN khu

vực phía Nam thành phố Hồ Chí Minh cho thấy: hàm lượng Cu, Zn, Pb, Hg và Cr trong đất

trồng lúa chịu ảnh hưởng trực tiếp của nước thải từ cụm công nghiệp phía Nam thành phố đều

tương đương hoặc cao hơn ngưỡng cho phép (TCVN 7209:2002) đối với đất sử dụng cho mục

đích nông nghiệp. Trong đó hàm lượng Cd dao động từ 2,1 – 23,5 ppm (vượt quá TCCP); hàm

lượng Cu từ 9,2 – 55,4 ppm (tương đương và có dấu hiệu vượt ngưỡng cho phép); hàm lượng

Zn từ 70 – 353 ppm, giá trị cao nhất tại điểm Bình Mỹ là 353 ppm vượt quá TCCP 1,76 lần; hàm

lượng Pb từ 14 – 85 ppm (vượt quá TCCP 1,2 lần tại điểm Long Thời). Các số liệu này chứng tỏ

đất ở đây đã bị ô nhiễm Cd (ảnh hưởng rõ đến hàm lượng protein, amylaza, trọng lượng hạt

lúa) và có dấu hiệu của ô nhiễm Pb, Zn, Cr.

Theo Lê Huy Bá [14], vùng đất trồng lúa chịu ảnh hưởng của cụm công nghiệp phía Bắc

thành phồ Hồ Chí Minh (Thủ Đức, Quận 2, Quận 9) có nguy cơ ô nhiễm Zn cao. Cụ thể, hàm

lượng Zn ở Quận 2 là 162 – 390 ppm và Quận 9 là 356 – 679 ppm (vượt TCVN 7209:2002 từ

1,62 – 6,79 lần) [17].

Tại Đồng Bằng Sông Cửu Long, kết quả khảo sát hàm lượng Cd trong đất lúa của

Nguyễn Hữu On và Ngô Ngọc Hưng (2004) [13] cho thấy: hàm lượng Cd dao động từ 0,01 –

0,56 ppm, còn thấp hơn TCCP của đất nông nghiệp Việt Nam rất nhiều. Tuy nhiên trên nhóm

đất phù sa ngọt có số vụ canh tác cao hơn so với trên nhóm đất nhiễm mặn (3 – 4 vụ/năm so với

1 – 2 vụ/năm) thì việc sử dụng phân lân cũng nhiều hơn, do đó làm tăng lượng Cd đưa vào trong

đất. Bên cạnh đó, quá trình canh tác sử dụng nhiều phân bón hoá học làm đất chua, kết hợp với

nguy cơ nhiễm mặn cao của vùng này sẽ gia tăng sự hấp thụ Cd vào cây trồng và chuỗi thức ăn.

Nguyễn Ngọc Nông (2003) [12] cho rằng, hàm lượng Cd dao động từ 0,46 – 1,05 ppm

trong đất ở Bắc Cạn và từ 0,78 – 1,59 ppm trong đất Thái Nguyên; hàm lượng Pb dao động từ 1,78

– 3,12 ppm với đất ở Bắc Cạn, từ 1,97 – 4,45 ppm ở đất Thái Nguyên; hàm lượng As dao động từ

1,25 – 2,98 ppm ở đất Bắc Cạn và từ 1,88 – 5,12 ppm ở Thái Nguyên. Hàm lượng các nguyên tố

này trong đất càng lớn đối với các vùng gần Đô Thị, khu Công Nghiệp và khu dân cư tập trung.

Tuy hàm lượng các nguyên tố KLN chưa vượt quá TCCP nhưng hàm lượng Cd, Pb, As lại khá

cao trong vài loại đất ở vùng ven thành phố Thái Nguyên.

Các tác giả Vũ Đình Tuấn và Phạm Quang Hà (2004) [19] khi nghiên cứu hàm lượng

KLN trong đất trồng rau Thanh Trì và Từ Liêm cho thấy: Cu từ 21,88 đến 53,88 ppm; Zn từ

74,45 đến 98,35 ppm; Pb từ 19,53 đến 34, 28 ppm; Cd từ 0,03 đến 0,70 ppm; As từ 0,02 đến

0,044 ppm. Tất cả các giá trị này thấp hơn mức cho phép về KLN đối với đất nông nghiệp theo

TCVN (7209:2002), đặc biệt hàm lượng As rất thấp. Về Cr và Hg: Cr dao động từ 1,65 – 32,28

ppm; Hg dao động từ 0,01 – 0,05 ppm, các giá trị này đều thấp hơn ngưỡng cho phép của

Canada (1997) (Theo đó ngưỡng cho phép của Cr là 64ppm và Hg là 0,6 ppm).

b. Ô nhiễm KLN do hoạt động nông nghiệp. Trong quá trình sản xuất nông nghiệp, con người đã làm tăng đáng kể các nguyên tố KLN trong đất. Các loại thuốc bảo vệ thực vật thường có chứa các KLN như: As, Pb, Hg. Các loại phân bón hóa học đặc biệt là

do các chủngThiobacillus sp. đảm nhận. Thiobacillus ferrooxidans là loài duy nhất có khả

năng tăng trưởng tự dưỡng trong quá trình loại bỏ sắt sulfua. Torma và Sakaguchi (1978) [26]

thấy rằng tốc độ oxy hóa các sulfua kim loại có tăng theo tính tan của chúng, thứ tự như sau:

NiS > CoS > ZnS > CdS > CuS > Cu2S.

Quá trình metyl hóa Pb, As, Hg là rất phổ biến, đặc biệt là Hg. Sự giải phóng metyl – Hg

vừa được tạo thành vào môi trường là cơ chế loại bỏ độc hại của Hg đối với các VSV. Bên cạnh

đó metyl – Hg có sự phụ thuộc lớn vào pH, nó chỉ tồn tại bền vững trong giới hạn pH hẹp (5,5 –

6,5); Ngược lại metyl – As lại bền vững trong khoảng rộng của pH (3,5 – 7,5). Những nghiên

cứu gần đây cho rằng quá trinh metyl hóa xảy ra mạnh ở các trầm tích đáy với sự tham gia tích

cực của các vi khuẩn khử sulfat. Do vậy sự tích tụ của SO42- sẽ thúc đẩy quá trình hình thành các

metyl – Hg. Sự khử metyl hóa cũng có xuất hiện cả trong điều kiện thoáng khí cũng như hiếm

khí. Độ mặn của đất không có khả năng ngăn cản quá trình metyl hóa Hg.

Các hợp chất hữu cơ làm tăng khả năng di động của kim loại có thể được sinh ra từ quá

trình trao đổi chất của VSV. Vi khuẩn và nấm sản sinh các loại axit hữu cơ khác nhau. Vi khuẩn

có xu hướng sinh ra nhiều axit hữu cơ đơn giản như : formic, axetic, propionic và butyric. Nấm

sinh những axit hữu cơ không bay hơi như: oxalic, fumaric, succinic, lactic, malnic (Burekhard

và cộng sự, 1995; Fox, 1995) [15]. Ngoài ra, các axit thơm: ferunic, vanilic, syringic, p-

hydroxybenzoic, p-hydrocynamic cũng được sinh ra bởi các VSV (Burekhard và cộng sự, 1995)

[15]. Những hợp chất hữu cơ này dẫn tới những ảnh hưởng khác nhau đối với khả năng di động

của kim loại.

Các axit hữu cơ phân tử nhỏ có thể ảnh hưởng đáng kể tới tính hòa tan và sự kết tủa kim

loại trong đất, do đó ảnh hưởng tới lớp vỏ của khoáng và sự hình thành đất (Fox, 1995) [15].

Chúng cũng ảnh hưởng tới khả năng di động của kim loại nhờ quá trình tạo thành phức kim loại

trong dung dịch (Stumm, 1986) [15]. Có nhiều nghiên cứu về khả năng hòa tan kim loại của các

vi khuẩn sinh các axit như: oxalate, salicylat, malat, axetat, pyruvat,… Phức hợp giữa các cation

kim loại (Cu2+, Fe2+, Al3+) và những axit hữu cơ (oxalic, citric, lactic, succinic) được tạo ra dưới

điều kiện axit và hiếu khí. Theo Francis (1990) [15], Cr và Mn được di động từ chất thải than đá

ở cả điều kiện kỵ khí và hiếu khí, còn Cu, Zn, Ni thì chỉ được di động dưới điều kiện hiếu khí mà

không di động dưới điều kiện kỵ khí. Khả năng ổn định (không di động) của Zn và Ni phụ thuộc

vào sự phân hủy sulfat và sự hình thành những sulfit hòa tan.

Trong công nghệ sinh học và công nghệ môi trường, những chủng sinh nhiều axit hữu cơ được nuôi cấy thuần khiết nhằm ứng dụng vào việc loại bỏ các kim loại ra khỏi đất và trầm tích ô nhiễm. 2.4. Khả năng hút và tích lũy KLN của thực vật.

Thực vật có nhiều cách phản ứng khác nhau đối với sự có mặt của các ion kim loại trong

môi trường. Hầu hết, các loài thực vật rất nhạy cảm với sự có mặt của các ion kim loại, thậm chí

ở nồng độ rất thấp. Tuy nhiên, vẫn có một số loài thực vật không chỉ có khả năng sống sót và

tăng trưởng được trong môi trường 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 phận khác nhau của chúng [18].

lũy cao đối với Ni, Zn, Cd, cải bắp tích lũy và cây lúa có khả năng tích lũy Cd, rau ngổ, thủy trúc,

cây dương xỉ, cây hoa hướng dương, và nhiều loại cây khác. Điều này mở ra triển vọng trong

việc lựa chọn và sử dụng các loại thực vật để xử lý các KLN trong đất, nước bị ô nhiễm KLN.

2.5. Các biện pháp xử lý đất ô nhiễm KLN. Hiện nay,Việt Nam cũng như trên Thế Giới đã có rất nhiều phương pháp khác nhau để xử lý KLN trong đất. Sau đây là một số phương pháp cụ thể: 2.5.1. Phương pháp lý – hoá.

Nhìn chung, ô nhiễm đất có sự liên quan tới các đặc tính lý – hoá học của đất. Nguyên lý

cơ bản của phương pháp là các đất ô nhiễm được đào lên, xử lý từng mặt bằng cách tách, di

chuyển, phá huỷ chất bẩn rồi sau đó trả về vị trí cũ hoặc sử dụng vào các mục đích khác.

a. Phương pháp xử lý nhiệt.

Một số KLN và các hợp chất của Hg, As, Cd, có thể bay hơi ở nhiệt độ lớn hơn 800oC.

Tuy nhiên, hầu hết các KLN nặng này thường dừng lại ở pha rắn, không di chuyển trong xỉ do

các cơ chế hoá học và vật lý. Chi phí xử lý phụ thuộc vào loại đất, hàm lượng nước trong đất và

loại chất ô nhiễm. ước tính từ 100 – 150 USD/tấn đất [28].

b. Phương pháp kết tủa hoá.

Phương pháp này phụ thuộc vào nồng độ của các KLN trong pha lỏng của đất. Việc tăng

nồng độ các KLN trong pha lỏng có thể thực hiện được nếu có mặt các chất hoá học như: các

axit mạnh (HCl, HNO3, và H2SO4) chất tạo chelat (vòng càng cua) tổng hợp như EDTA (axit

etylen diamin tetraaxetic), DTPA (axit dietylen triamin pentaaxetic). Sau đó kiềm hoá để kết tủa

KLN ở dạng hydroxit bằng các chất như Na2SO4, Na2S2O3, FeSO4, khí SO2…

Ưu điểm của phương pháp là xử lý được các kim loại với nồng độ cao, tốn ít thời gian và

có hiệu suất cao. Tuy nhiên nhược điểm của nó là: đưa vào môi trường các hoá chất khác, sau xử

lý có một lượng bùn lớn. Các axit mạnh và chất tạo chelat có thể làm thay đổi đặc tính đất do

việc rửa đi một lượng lớn các chất dinh dưỡng [5]. Từ 8 – 11% khối lượng đất tổng số bị hoà tan

trong HCl 0,1M sau 30 phút và khoảng 13 – 14% khối lượng đất sau 24 giờ chiết (Tuin và Tels,

1990) [15].

c. Phương pháp trao đổi ion.

Phương pháp này dùng để tách các kim loại như Pb, Cr, Zn, Hg… ra khỏi nước thải. Mới

đây việc sử dụng vật liệu nhựa trao đổi ion bắt đầu được áp dụng. Tuy vậy, vật liệu nhựa không

có độ bền nhiệt và bền áp suất thẩm thấu, dễ bị oxy hoá. Đặc biệt khả năng hoạt động của nhựa

trao đổi ion phụ thuộc vào sự có mặt của ion Ca2+, Mg2+. Tuy có hiệu quả nhưng giá thành đắt

không phù hợp với các nước đang phát triển [15].

Các phương pháp lý- hoá học thường chỉ áp dụng đối với các khu vực nhiễm bẩn với

hàm lượng lớn và khả năng linh động của các kim loại là không cao trên diện hẹp. Ưu điểm của

các phương pháp này là hiệu suất xử lý khá cao và đang được nghiên cứu ứng dụng rộng rãi.

Tuy nhiên phương pháp này còn có nhược điểm là xử lý không triệt để, nồng độ KLN sau khi xử

lý còn cao hơn mức cho phép nên trong vận hành buộc phải đưa

thêm các chất hoá học mới vào môi trường, việc duy trì quá trình là khó khăn và đòi hỏi kinh phí lớn. Do đó giải pháp sinh học là một nhu cầu tất yếu, nhất là đối với các nước đang phát triển như nước ta. 2.5.2. Phương pháp sinh học.

Cùng với việc sử dụng các phương pháp xử lý đất ô nhiễm KLN nêu trên, mới đây công

nghệ hấp phụ KLN bằng các vật liệu sinh học được đề xuất như là một phương pháp có hiệu

quả. Kỹ thuật này dựa chủ yếu vào các sinh vật sẵn có trong tự nhiên như thực vật, VSV… hoặc

các vật liệu như phế phụ phẩm từ sản suất nông nghiệp, thuỷ sản như kitin, mùn cưa, trấu, rong

biển… Do KLN có khả năng tích tụ trong cơ thể sinh vật, tham gia chuyển hoá sinh học tạo

thành các hợp chất mới [24].

Các vi khuẩn như Thiobacillus ferrooxidans và vi khuẩn khử sunfat có khả năng chiết

tách các kim loại từ các đất và bùn cống bị ô nhiễm.T.ferrooxidans có thể oxy hoá hầu hết các

sunfua kim loại (MS) thành SO42- hoà tan. (Wong và Henry, 1985) [27].

Các quá trình ngâm chiết sinh học được sử dụng để chiết các kim loại từ mỏ quặng. Tuy

nhiên, H2SO4 được các vi khuẩn trên đây sinh ra trong quá trình chiết sẽ tách các chất dinh

dưỡng cùng với KLN và đặc biệt là bất lợi cho việc bảo vệ nguồn nước ngầm. Sử dụng hoạt tính

sinh axit mạnh như trên để tách các KLN tương tự như việc rửa đất hoặc chiết tách hoá học. Một

số vi sinh vật khác, nhất là nấm thì sinh ra các axit yếu. Trong số các axit hữu cơ yếu, axit xitric

hoặc muối của nó có ảnh hưởng khá rõ đến việc cải tạo đất bị ô nhiễm bởi KLN. Axit hữu cơ

yếu và muối của chúng có ích trong việc cải tạo ô nhiễm vì:

- Chúng không phá huỷ cấu trúc của đất so với các axit mạnh (HCl, HNO3, và H2SO4) và so với các chất

tạo chelat tổng hợp (EDTA, DTPA).

- Chúng có khả năng cải tạo các tính chất đất.

- Giá thành xử lý thấp và có thể phân huỷ sinh học.

- Chúng hầu như đặc hiệu với KLN, giống như việc chiết các chất dinh dưỡng đa lượng trong đất

[27].

Nghiên cứu của Steinbock và cộng sự [27] cho thấy nấm Aspergillus niger phát triển tốt

và sinh ra các axit hữu cơ ở pH = 2, tuy nhiên ở pH < 4 thìAspergillus niger sinh ra ít axit

oxalic. Do đó dung dịch NH4OH được thêm vào vừa đủ để duy trì pH trong khoảng 3,8 – 4,0;

Tại pH này axit xitric được sinh ra cực đại; Tại pH > 5 các nấm sẽ sinh ra nhiều axit oxalic dẫn

đến khả năng cố định Pb nhiều hơn là khả năng chiết nó ra khỏi đất.

Các phương pháp tách kim loại ra khỏi đất nhờ vi sinh vật đòi hỏi nhiều thời gian và

hiệu quả của quá trình xử lý phụ thuộc nhiều vào việc xác định chủng, loài sinh vật thích hợp

và tính chất của đất [5]. Bù lại, đó là các phương pháp cải tạo đất ô nhiễm có chi phí thấp và dễ

vận hành nhất [27].

2.6. Ứng dụng thực vật trong xử lý môi trường ô nhiễm KLN 2.6.1. Sử dụng thực vật.

Hiện nay đã có nhiều nghiên cứu chứng minh khẳ năng hút và tích luỹ KLN trong một số

loài thực vật thuỷ sinh và sống trên cạn. Các loài thực vật thuỷ sinh có khả năng hút KLN tương

đối tốt gồm: dương xỉ nước, hoa dạ hương nước, rau má mơ, bèo tấm, bèo ong. Tuy nhiên hiệu

quả hút thu KLN của những loại này thấp do chúng có kích thước nhỏ và rễ mọc chậm. Ngược lại

các thực vật cạn phát triển lâu hơn, hệ thống rễ sợi được bao bọc bởi cá

lông rễ tạo diện tích bề mặt hút thu lớn. Những thực vật trên cạn này bao gồm: (1) cây trồng hai lá

mầm (cây mù tạt Ấn Độ, hoa hướng dương, bắp cải, xà lách); (2) cây trồng một lá mầm (lúa mạch

đen, lúa miến, ngô); (3) cỏ mùa lạnh (cỏ mầm trầu, cỏ Nhật Bản) [5].

Một số tác giả đã chứng minh khả năng tích luỹ KLN vào cơ thể một số loài sinh vật thuỷ

sinh và chỉ ra rằng hầu hết các loài nhuyễn thể sống ở đáy đều có khả năng tích luỹ KLN với

nồng độ cao, do đó cần chú ý khi sử dụng chúng ở những nơi bị ô nhiễm làm thực phẩm. Một số

thực vật thuỷ sinh như bèo lục bình có khẳ năng hấp thụ Cr, Ni, Pb, Zn, Fe… Trong nước thải

mạ kim loại. Cây rong đuôi chó và bèo tấm có khả năng giảm thiểu được Pb, Zn, Fe, Cu… Có

trong nước Hồ Bảy Mẫu – Hà Nội [15].

Loại thực vật thuỷ sinh có tên Impromea aquatica Fisk qua hệ thống rễ tích luỹ 0,552 mg Cu; 0,213mg Ni; 0,09mg Cr và 0,009mg Zn trên 1g sinh khối khô trong vòng 48 giờ ở nồng độ kim loại là 5,00 mg/l [11].

Một loài thực vật nổi trên mặt nước (cây Najas graminea Del) đã được các nhà khoa học

Đài Loan sử dụng hiệu quả để xử lý Cu, Zn, Pb, Cd. Đây là loại thực vật dễ nuôi trồng và có khả

năng hấp thụ KLN rất mạnh, đặc biệt với Pb [15].

Tảo biển Ascophyllum và Sagassum có thể tích luỹ Pb, Cd tới 30% sinh khối. Các loại

tảo, nấm sợi (Spinrogyra, Claclophora và Rhizodonimin) có thể lấy đi 650 mg một số kim loại

trên 1g sinh khối khô. Việc sử dụng nấm Rhizopus và Absidia có tác dụng hấp phụ tới 28% hàm

lượng các KLN Pb, Cd, Cu, Zn…[6].

Một số nghiên cứu ở Việt Nam đã sử dụng bèo tây (Eichhornia crassipes) để hấp phụ một

số KLN như Pb, Zn, Fe, Cr, Ni…Nghiên cứu kết luận: Bèo tây thích hợp và phát triển tốt với

môi trường nước thải có KLN, các KLN được tích luỹ một lượng lớn trong cây như lá, cuống và

đặc biệt là rễ. Nó hấp phụ KLN tốt nhất trong khoảng thời gian nuôi từ 15 – 25 ngày [15].

Phương pháp xử lý bằng thực vật đòi hỏi nhiều thời gian và hiệu quả của quá trình xử lý

phụ thuộc nhiều vào việc xác định chủng và loài sinh vật thích hợp cũng như tính chất của đất.

Các phương pháp xử lý này có chi phí thấp và dễ vận hành. Các quá trình này cần các điều kiện

vừa phải, thời gian xử lý dài hơn các phương pháp khác. Chính vì thế, hệ thống xử lý tại chỗ

bằng phương pháp sử dụng thực vật là những công cụ đầy hứa hẹn.

Đất ô nhiễm kim loại nhẹ có thể được làm sạch bằng cách trồng các cây trồng có năng

suất cao cho tới khi chúng đạt được tiêu chuẩn quốc gia về đất sạch. Tuy nhiên quá trình đó sẽ

dẫn đến rất nhiều sinh khối bị ô nhiễm nhẹ. Những sinh khối này không được phép trộn lẫn với

các chất không bị ô nhiễm để cung cấp cho động vật và con người. Có thể làm giảm số lượng và

dung lượng sinh khối ô nhiễm này bằng cách phân huỷ có kiểm soát. Trong quá trình làm sạch

cần chú ý giữ lại các kim loại bay hơi.

Các loại đất ô nhiễm nặng có thể được làm sạch bằng cách trồng cây có khả năng chống

chịu kim loại ở vùng đất đó, thu lấy sinh khối sau mỗi vụ mùa và chiết tách kim loại một cách

cẩn thận từ sinh khối này và tái chế kim loại lấy được cho các mục đích công nghiệp. Hiệu quả

của nó có thể được tăng cường nếu giảm thiểu được các yếu tố khác hạn chế sinh trưởng thường

có trong đất ô nhiễm KLN. Độ chua của đất có thể được giảm bớt nếu dùng đá phấn, nhưng

cùng lúc đó thì khả năng dễ tiêu của kim loại đối với cây trồng cũng giảm đi do đó

kéo dài thời gian làm sạch ô nhiễm. Có thể dùng các vòi phun cho các loại đất sâu hơn hoặc chảy

vào hệ sinh thái khác. Nếu đất thiếu các loại chất dinh dưỡng đa lượng và vi lượng thì có thể bón

phân nhưng bổ sung phốtpho có thể làm mất khả năng dễ tiêu của kim loại tới cây trồng và do đó

làm giảm hiệu quả của quá trình làm sạch.

2.6.2. Cơ chế loại bỏ KLN trong môi trường bằng thực vật Xử lý KLN trong đất bằng thực vật có thể thực hiện bằng nhiều phương pháp khác nhau phụ thuộc vào từng cơ chế loại bỏ các KLN như:

- Phương pháp làm giảm nồng độ kim loại trong đất bằng cách trồng các loài thực vật

có khả năng tích luỹ kim loại cao trong thân. Các loài thực vật này phải kết hợp được 2 yếu tố

là có thể tích luỹ kim loại trong thân và cho sinh khối cao. Có rất nhiều loài đáp ứng được điều

kiện thứ nhất, nhưng không đáp ứng được điều kiện thứ hai. Vì vậy, các loài có khả năng tích

luỹ thấp nhưng cho sinh khối cao cũng rất cần thiết. Khi thu hoạch các loài thực vật này thì các

chất ô nhiễm cũng được loại bỏ ra khỏi đất và các kim loại quý hiếm như Ni, Ti, Au,... có thể

được chiết tách ra khỏi cây.

- Phương pháp sử dụng thực vật để cố định kim loại trong đất hoặc bùn bởi sự hấp thụ

của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm giảm khả năng linh động của kim loại,

ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại khuếch tán vào trong các

chuỗi thức ăn.

Công nghệ sử dụng thực vật làm cho các chất ô nhiễm môi trường mất tính độc, nó còn được gọi là công nghệ xử lý xanh (Green remediation). Có ba cơ chế là: *Thứ nhất: Cơ chế về khả năng tích luỹ cao -Hyperaccumulation và yếu tố tích luỹ hơn ngưỡng Hyperaccumulator . Cơ chế này chưa giải thích được rõ ràng nhưng một số bộ phận của thực vật ,hay một số loài TV có khả năng giữ một lượng độc tố cao hơn nhiều lần so với giá trị trung bình ở các thực vật khác. *Thứ hai: Theo Kramer một số thực vật khác có khả năng thực hiện sự chuyển vị (translocate) một chất độc từ bộ rễ đến chồi cây với tốc độ rất cao. Quá trình này được thực hiện nhờ sự tạo phức và chuyển phức chất do các tác nhân tạo phức như : Malat, Citrate, Histidine… * Thứ ba: Nhiều loại thực vật có khả năng hút thu rất nhanh các chất độc tại một mức độ nồng độ nào đó khi nó xuất hiện trong dung dịch đất. Hiện tượng này kèm theo sự có mặt loài ký sinh nào đó (thường là vi sinh vật, Enzim) - đây là chỗ khác với loại thứ nhất2.6.3. Ưu nhược điểm của thực vật xử lý môi trường + Ưu điểm của thực vật xử lý môi trường

Giá thành rẻ , dễ vận hành

Chi phí thấp

Có khả năng ứng dụng rộng rải.

Có tính thẫm mỹ cao, thân thiện với môi trường góp phần cải tạo tiểu khí hậu. + Nhược điểm của thực vật xử lý môi trường

Thời gian xử lý lâu.

Tốn nhiều diện tích. 2.6.4. Ứng dụng thực vật để xử lý môi trường bị ô nhiễm KLN

Các nghiên cứu dùng thực vật trong xử lý môi trường là một lĩnh vực mới phát triển từ

khoảng năm 1983 đến năm 1997. Vì vậy, phạm vi còn rất hạn hẹp, các kết quả nghiên cứu vẫn ở

mức mô phỏng, giả định và dựa vào các dữ liệu thực nghiệm. Dùng thực vật để xử lý đất, nước

bị nhiễm KLN chủ yếu dựa vào khả năng tích lũy KLN cao của thực vật

Dựa trên khả năng tích lũy cao (Hyper) các nhà khoa học Mỹ (Đại học Purdue, west

Lafayette) đã xác định được một số loại rau cải, trong đó cây cải Xoong (loại Thlaspi

Caerulescens) có khả năng tích lũy cao đối với KLN: Ni, Zn, Cd. Có thể xử dụng cây cải xoong

để xử lý các kim loại này trong nền đất bi ô nhiễm.

Người ta cũng nghiên cứu các loại hoa dại có tán lá và hoa màu vàng với tên khoa học làAlyssum bertolonii có khả năng tích lũy cao kim loại Niken với 1% thân cây (Tức là gấp 200 lần lượng Ni có khả năng gây ngưỡng chết với hầu hết các loại thực vật).

Một số kết quả thăm dò khả năng hút Cd từ đất có bón thêm bùn sông đã ô nhiễm của

nhóm tác giả Hồ Thị Lan Trà, Nguyễn Đình Mạnh, Kazuhiko Egashira [29] năm 2000 cho thấy:

Cải bắp tích lũy Cd tăng dần theo hàm lượng bón vào. Tại tỷ lệ bón 50% bùn, hàm lượng Cd

trong rau gấp 9 lần tiêu chuẩn cho phép và hơn 2 lần hàm lượng Cd trong rau không bón bùn

cặn. Với cây cải củ, hiện tượng này không có. Như vậy có thể dùng cải bắp làm tác nhân xử lý

Cd. Nghiên cứu của Nguyễn Ngọc Quýnh, Lê Duy Bá [23] về Cd trong cây lúa trên đất lúa nước

gần thành phố Hồ Chí Minh đã cho thấy hàm lượng Cd trong đất: rễ lúa: thân cành: lá lúa và hạt

là 10: 200:10 :1. Kết quả trên gợi mở việc sử dụng lúa xử lý Cd trong đất.

Gần đây hơn, Trần Công Tấu, Đặng Thị An, Ðào Thị Khánh Hưng [15] (2004) thông

báo thăm dò vai trò của cây bóng nước trong vườn (Impatians balsamina) Cây cúc Marigold

(Calendul officinalis),cây rau rền (Amantlus Spp) và cây Cleome có gai (Cleome

Spinosalium). Bước đầu, kết quả cho thấy sự hứa hẹn của cây hoa cúc có thể dùng xử lý ô nhiễm

Cd và Zn.

TÀI LIỆU THAM KHẢO Tài liệu trong nước 1. Bộ Khoa học Công nghệ và môi trường (2001), “Định hướng quốc gia về chất thải”, Hà Nội. 2.Lê Đức, Lê Văn Khoa (2001), “Tác động của hoạt động làng nghề tái chế kim loại đến môi trường đất, nước ở một số xã thuộc đồng bằng sông hồng”,Tuyển tập hội nghị Khoa học Tài nguyên và Môi trường, Nxb Khoa học và kỹ thuật, Hà Nội. 3. Lê Đức (2003), “Bài giảng kim loại nặng trong đất”, Trường ĐHKHTN Hà Nội. 4. Lê Đức, Trần Khắc Hiệp, Nguyễn Ngọc Minh (2003), “Một số vấn đề môi trường đất vùng đồng bằng sông Hồng”, Tạp chí Khoa học đất số 18, trang 103 – 106. 5. Lê Đức, Nguyễn Xuân Cự, Trần Thị Tuyết Thu (2004), “Bài giảng ô nhiễm đất và các biện pháp xử lý, Trường ĐHKHTN Hà Nội. 6. Nguyễn Đường, Nguyễn Xuân Thành (1999), “Giáo trình sinh học đất”, nxb Nông nghiệp, Hà Nội. 7. Phạm Quang Hà, Trần Thị Tâm, Võ Đình Quang, Nguyễn Thị Hiền (2001), “Cảnh báo môi trường chất lượng đất ven đô”, Tạp chí nông nghiệp và phát triển nông thôn số 6, trang 363. 8. Hội Khoa học đất Việt Nam (2000), “Đất Việt Nam”, Nxb Nông nghiệp, Hà Nội. 9. Lê Văn Khoa và cộng sự (2001), “Phân tích Đất – Nước – Phân bón – Cây trồng”, Nxb Giáo dục, Hà Nội. 10. Lê Văn Khoa (2004), “Sinh thái và môi trường đất”, Trường ĐHKHTN, Hà Nội.

11. Đặng Đình Kim (1999), “Báo cáo tổng quan hoàn thiện quy trình công nghệ xử lý nước

thải chứa kim loại nặng của các cơ sở công nghiệp có quy mô vừa và nhỏ bằng phương pháp hấp

thụ sinh học”, Viện CNSH, Viện CN&KH Việt Nam.

12. Nguyễn Ngọc Nông (2003), “Hàm lượng các nguyên tố vi lượng và kim loại nặng trong một số loại đất chính ở vùng núi Đông Bắc Việt Nam”, Tạp chí Khoa học đất số 18, trang 15 – 17. 13. Nguyễn Hữu On, Ngô Ngọc Hưng (2002), “Cadimi trong đất trồng lúa Đồng bằng sông Cửu Long và sự cảnh báo ô nhiễm”, Tạp chí Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn số 3, trang 350 – 351. 14. Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng tác viên (2002), “Phân tích khảo sát dầu và một số kim loại nặng trên vùng đất trồng lúa chịu ảnh hưởng nước thải công nghiệp và đô thị thành phố Hồ Chí Minh”,Tạp chí nông nghiệp và phát triển nông thôn số 4, trang 311 – 312. 15. Trần Thị Tuyết Thu (2005), “Nghiên cứu sử dụng Aspergillus sp. và Penicillium sp. xử lý đất ô nhiễm chì, kẽm, crôm”,Luận án thạc sỹ khoa học ngành môi trường, Trường ĐHKHTN, ĐHQG Hà Nội, 2005. 16. Nguyễn Trí Tiến (2003), “Tình trạng ô nhiễm không khí, đất, nước các làng nghề và tác động của nó tới môi trường sống và sức khỏe cộng đồng”, Tạp chí nông nghiệp và phát triển nông thôn số 1, trang 56 – 57. 17. Tiêu chuẩn Việt Nam (TCVN 7209:2002), “chất lượng đất – giới hạn tối đa cho phép của kim loại nặng trong đất”, Hà Nội. 18. Hồ Thị Lam Trà, Nguyễn Hữu Thành (2003), “Kim loại nặng (tổng số và di động) trong đất nông nghiệp của Huyện Văn Lâm, Tỉnh Hưng Yên”, Tạp chí khoa học đất số 19, trang 167. 19. Vũ Đình Tuấn, Phạm Quang Hà (2004), “Kim loại nặng trong đất và cây rau ở một số vùng ngoại thành Hà Nội”,Tạp chí khoa học đất số 20, trang 141. 20. Trần Thế Tục, “Kỹ thuật trồng một số cây rau quả giàu vitamin”, Nhà xuất bản Nông Nghiệp I Hà Nội, 2005 Tài liệu nước ngoài 21. Barceló J, and Poschenrieder C; “Phytoremediation: principles and perspectives”, Contributions to Science, institute d’Edtudis Catalans, Bacelona, pp 333 – 334, 2003. 22. B. Yaron, R. Culvet, R. Prost (1996), “Soil pollution processes and dynamics”,Springer – Verlag Berlin Heidelberg. 23. Nguyen Ngoc Quynh, Le Huy Ba, “Heavy metals pollution in Paddy Soil near Ho Chi Minh City caused by westwater Discharge and the Influence of Cadmium on Rice”, ESCAP-IWMI, Ceminar, 12/2002.

24. J. P. Vernet (1991), “Heavy metals in the environment”,Printed Elsevier. 25. Otero X. L.,Sanschez J. M. and Maciass F. (2000), “Bioaccumulation of Heavy Metals in Thionic Fluvisols by amarine Polychaete: The role of Metal”.Dep. De Edafoloxias e Quismica Agriscola, Facultade de Bioloxias. Universidade de Santiago de Compostela, 15706 Santiago de Compostela, Spain. 26. Sheila. M. Ross (1994), “Toxic Metals in soil plant systems”, Printed in Great Britain. 27. Syed A. Wasay, Suzelle F. Barrington, and S. Tokunaga, “Using Aspergillus niger to Bioremediate Soil Contaminated by Heavy meta”

TRONG ĐẤT BẰNG THỰC VẬT - HƯỚNG TIẾP CẬNVÀ TRIỂN VỌNGPHYTOREMEDIATION OF HEAVY METAL CONTAMINATED SOILS: APPROACHES AND PERSPECTIVES

VÕ VĂN MINH – VÕ CHÂU TUẤNTrường Đại học Sư phạm, Đại học Đà Nẵng

TÓM TẮT

Hiện nay, vấn đề ô nhiễm kim loại nặng trong đất đang diễn ra phổ biến ở nhiều nơi trên Thế giới. 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 bởi chi phí đầu tư thấp, an toàn và thân thiện với môi trường. Bài viết này tập trung giới thiệu các loại thực vật siêu hấp thụ kim loại nặng trong đất cũng như triển vọng của công nghệ xử lý môi trường mới này.ABSTRACT

Today, contamination of soil by heavy metal is occuring all over the world. There are many methods to treat heavy metal in soils. However, phytoremediation for heavy metal in soils has recently emerged as a cheap, safe and environmentally friendly technique. This paper focuses on metal hyperaccumulator plants and their potential use in this new technology.

1. Giới thiệuLàm sạch đất ô nhiễm là một quá trình đòi hỏi công nghệ phức tạp và vốn đầu tư cao. Để xử lý đất ô nhiễm người ta thường sử dụng các phương pháp truyền thống như: rửa đất; cố định các chất ô nhiễm bằng hoá học hoặc vật lý; xử lý nhiệt; trao đổi ion, ôxi hoá hoặc khử các chất ô nhiễm; đào đất bị ô nhiễm để chuyển đi đến những nơi chôn lấp thích hợp,... Hầu hết các phương pháp đó rất tốn kém về kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích,... Gần đây, nhờ những hiểu biết về cơ chế hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu và loại bỏ kim loại nặng của một số loài thực vật, người ta đã bắt đầu chú ý đến khả năng sử dụng thực vật để xử lý môi trường như một công nghệ môi trường đặc biệt. Khả năng làm sạch môi trường của thực vật đã được biết từ thế kỷ XVIII bằng các thí nghiệm của Joseph Priestley, Antoine Lavoissier, Karl Scheele và Jan Ingenhousz. Tuy nhiên, mãi đến những năm 1990 phương pháp này mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới dùng đề xử lý môi trường đất và nước bị ô nhiễm bởi các kim loại, các hợp

chất hữu cơ, thuốc súng và các chất phóng xạ. Tuy nhiên, trong khuôn khổ của bài viết này chúng tôi chỉ tập trung giới thiệu về khả năng xử lý các kim loại nặng trong đất bởi một số loài thực vật.

2. Công nghệ xử lý kim loại nặng trong đất bằng thực vậtThực vật có nhiều cách phản ứng khác nhau đối với sự có mặt của các ion kim loại trong môi trường. Hầu hết, các loài thực vật rất nhạy cảm với sự có mặt của các ion kim loại, thậm chí ở nồng độ rất thấp. Tuy nhiên, vẫn có một số loài thực vật không chỉ có khả năng sống được trong môi trường bị ô nhiễm bởi các kim loại độc hại mà còn có khả năng hấp thụ và tích các kim loại này trong các bộ phận khác nhau của chúng[1]. Trong thực tế, công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật đòi hỏi phải đáp ứng một số điều kiện cơ bản như dễ trồng, có khả năng vận chuyển các chất ô nhiễm từ đất lên thân nhanh, chống chịu được với nồng độ các chất ô nhiễm cao và cho sinh khối nhanh [1,3,6]. Tuy nhiên, hầu hết các loài thực vật có khả năng tích luỹ KLN cao là những loài phát triển chậm và có sinh khối thấp, trong khi các thực vật cho sinh khối nhanh thường rất nhạy cảm với môi trường có nồng độ kim loại cao.Xử lý KLN trong đất bằng thực vật có thể thực hiện bằng nhiều phương pháp khác nhau phụ thuộc vào từng cơ chế loại bỏ các KLN như:- Phương pháp làm giảm nồng độ kim loại trong đất bằng cách trồng các loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại cao trong thân. Các loài thực vật này phải kết hợp được 2 yếu tố là có thể tích luỹ kim loại trong thân và cho sinh khối cao. Có rất nhiều loài đáp ứng được điều kiện thứ nhất (bảng 1), nhưng không đáp ứng được điều kiện thứ hai. Vì vậy, các loài có khả năng tích luỹ thấp nhưng cho sinh khối cao cũng rất cần thiết (bảng 2). Khi thu hoạch các loài thực vật này thì các chất ô nhiễm cũng được loại bỏ ra khỏi đất và các kim loại quý hiếm như Ni, Tl, Au,... có thể được chiết tách ra khỏi cây.- Phương pháp sử dụng thực vật để cố định kim loại trong đất hoặc bùn bởi sự hấp thụ của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm giảm khả năng linh động của kim loại, ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại khuếch tán vào trong các chuỗi thức ăn.Bảng 1. Một số loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao [1]

Tên loàiNồng độ kim loại tích luỹ trong thân (g/g trọng lượng khô)

Tác giả và năm công bốArabidopsis halleri(Cardaminopsis halleri)

13.600 ZnErnst, 1968Thlaspi caerulescens

10.300 Zn

Ernst, 1982Thlaspi caerulescens

12.000 CdMádico et al, 1992Thlaspi rotundifolium

8.200 PbReeves & Brooks, 1983Minuartia verna

11.000 PbErnst, 1974Thlaspi geosingense

12.000 NiReeves & Brooks, 1983Alyssum bertholonii

13.400 NiBrooks & Radford, 1978Alyssum pintodasilvae

9.000 NiBrooks & Radford, 1978Berkheya codii

11.600 NiBrooks, 1998Psychotria douarrei

47.500 NiBaker et al., 1985Miconia lutescens

6.800 AlBech et al., 1997Melastoma malabathricum

10.000 AlWatanabe et al., 1998Trong những năm gần đây, người ta quan tâm rất nhiều về công nghệ sử dụng thực vật để xử lý môi trường bởi nhiều lý do: diện tích đất bị ô nhiễm ngày càng tăng, các kiến thức khoa học về cơ chế, chức năng của sinh vật và hệ sinh thái, áp lực của cộng đồng, sự quan tâm về kinh tế và chính trị,... Hai mươi năm trước đây, các nghiên cứu về lĩnh vực này còn rất ít, nhưng ngày nay, 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. Hạn chế của công nghệ này là ở chỗ không thểxem như một công nghệ xử lý tức thời và phổ biến ở mọi nơi. Tuy nhiên, chiến lược phát triển các chương trình nghiên cứu cơ bản có thể cung cấp được các giải pháp xử lý đất một cách thân thiện với môi trường và bền vững. Năm 1998, Cục môi trường Châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả kinh tế của các phương pháp xử lý KLN trong đất bằng phương pháp truyền thống và phương pháp sử dụng thực vật tại 1.400.000 vị trí bị ô nhiễm ở Tây Âu, kết quả

cho thấy chi phí trung bình của phương pháp truyền thống trên 1 hecta đất từ 0,27 đến 1,6 triệu USD, trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn 10 đến 1000 lần [1].

Bảng 2. Một số loài thực vật cho sinh khối nhanhcó thể sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất [1]

Tên loàiKhả năng xử lý

Tác giả và năm công bốSalix KLN trong đất, nướcGreger và Landberg, 1999

Populus Ni trong đất, nước và nước ngầmPunshon và Adriano, 2003

Brassica napus, B. Juncea, B. nigraChất phóng xạ, KLN, Se trong đấtBrown, 1996 và Banuelos et al, 1997

Cannabis sativaChất phóng xạ, Cd trong đấtOstwald, 2000

Helianthus Pb, Cd trong đấtEPA, 2000 và Elkatib et al., 2001

Typha sp.Mn, Cu, Se trong nước thải mỏ khoáng sảnHorne, 2000

Phragmites australisKLN trong chất thải mỏ khoáng sản

Massacci et al., 2001

Glyceria fluitansKLN trong chất thải mỏ khoáng sảnMacCabe và Otte, 2000

Lemna minorKLN trong nướcZayed et al., 1998

3. Các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loạiCó ít nhất 400 loài phân bố trong 45 họ thực vật được biết là có khả năng hấp thụ kim loại [2, 3, 6]. Các loài này là các loài thực vật thân thảo hoặc thân gỗ, có khả năng tích luỹ và không có biểu hiện về mặt hình thái khi nồng độ kim loại trong thân cao hơn hàng trăm lần so với các loài bình thường khác. Các loài thực vật này thích nghi một cách đặc biệt với các điều kiện môi trường và khả năng tích luỹ hàm lượng kim loại cao có thể góp phần ngăn cản các loài sâu bọ và sự nhiễm nấm [1]. Có nhiều giải thuyết đã được đưa ra để giải thích cơ chế và triển vọng của loại công nghệ này.3.1. 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 [1,4].3.2. 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, rữa trôi qua biểu bì hoặc bị đốt cháy.3.3. 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).3.4. 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 [1,3,4]. Ngày nay, sự thích nghi của các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng chưa được làm sáng tỏ bởi có rất nhiều yếu tố phức hợp tác động lẫn nhau. Tích luỹ kim loại là một mô hình cụ thể của sự hấp thụ dinh dưỡng khoáng ở thực vật. Có 17 nguyên tố được biết là cần thiết cho tất cả các loài thực vật bậc cao (C, H, O, N, S, P, K, Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn, B, Mo, Cl và Ni). Các nguyên tố đa lượng cần thiết cho các loài

thực vật ở nồng độ cao, trong khi các nguyên tố vi lượng chỉ cần đòi hỏi ở nồng độ rất thấp. Các loài thực vật được sử dụng để xử lý môi trường bao gồm các loài có khả năng hấp thụ được các kim loại dạng vết cần thiết như Cu, Mn, Zn và Ni hoặc không cần thiết như Cd, Pb, Hg, Se, Al, As với hàm lượng lớn, trong khi đối với các loài thực vật khác ở các nồng độ này là cực kỳ độc hại [1,5,6].4. Các hướng tiếp cận trong việc sử dụng thực vật xử lý môi trườngNhư phần trên đã giới thiệu, để thương mại hoá công nghệ xử lý môi trường bằng thực vật, cần phải tìm kiếm các loài thực vật có khả năng cho sinh khối nhanh và tích luỹ nồng độ kim loại cao trong các cơ quan và dễ dàng thu hoạch. Có hai hướng tiếp cận chủ yếu trong việc sử dụng thực vật để xử lý môi trường:- Nhập nội và nhân giống các loài có khả năng siêu hấp thụ kim loại (hyperaccumulator).- Ứng dụng kỹ thuật di truyền để phát triển các loài thực vật cho sinh khối nhanh và cải tiến khả năng hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu tốt đối với các điều kiện môi trường [1].Hướng tiếp cận thứ nhất, phát triển chủ yếu ở Mỹ bởi nhóm nghiên cứu đứng đầu là Chaney, bao gồm các bước cơ bản như: chọn các loài thực vật, thu thập hạt hoang dại và thử nghiệm khả năng xử lý môi trường, nhân giống, cải tiến điều kiện trồng và tiến hành áp dụng đại trà. Hiệu quả của hệ thống này đã được công bố trong việc xử lý Co và Ni. Tuy nhiên, tác giả cho rằng các loài thực vật tự nhiên là không đủ tạo ra các sản phẩm mang tích chất thương mại. Điều này, cũng nói lên rằng, công nghệ sinh học sẽ là triển vọng rất lớn trong việc dung hợp 2 đặc tính cơ bản là khả năng siêu hấp thụ và tăng sinh khối.Chương trình nghiên cứu của cộng đồng châu Âu bao gồm 2 dự án đối với thực vật chuyển gen phục vụ cho hướng này đã được tiến hành. Dự án thứ nhất là chuyển gen có khả năng siêu hấp thụ kim loại ở cây Thlaspi caerulescens vào cây Thuốc lá và cây Mù tạc là những loài cho sinh khối nhanh. Trong khi đó dự án thứ hai tập trung cải tiến khả năng chống chịu và hấp thụ kim loại. Đến nay, kết quả nghiên cứu thành công nhất là sử dụng gen merA9 của vi khuẩn chuyển vào cây Arabidopsi để xử lý Hg (II) [1].Tuy nhiên, có một số rào cản nhất định của hướng tiếp cận thực vật chuyển gen ở một số nước về mặt pháp lý, xã hội và sinh thái. Triển vọng của thực vật chuyển gen trong việc làm sạch các vùng ô nhiễm có lẽ sẽ làm thay đổi một số quan điểm xã hội đối nghịch. Dù sao thì các nghiên cứu trong tương lai cần phải không chỉ chú tâm đến phương pháp tạo ra những thực vật hữu hiệu cho xử lý môi trường mà còn phải sàng lọc những tác động tiềm ẩn của thực vật chuyển gen đối với môi trường.5. Kết luậnCông 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 lẽ. 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. Tuy nhiên, 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.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

[1] Barceló J., and Poschenrieder C., Phytoremediation: principles and perspectives, Contributions to Science, institute d’Edtudis Catalans, Bacelona, pp 333 – 344, 2003.[2] Brooks RR (ed.), Plants that Hyperaccumulate heavy metal, CAB International, Wallingford, UK, pp380, 1998.[3] Jerald L. Schnoor, Phytoremediation Of Soil And Groundwater, Center for Global and Regional Environmental Research and Dept. of Civil and Environmental Engineering, The University of Iowa, IA 52242, 2002.[4] Saxena PK. et al, Phytoremediation of heavy metal contaminated and polluted soils, In: MNV prasad & J Hagemayr (eds) Heavy metal stress on plants, From molecules to ecosystems, Springer Verlag, Berlin, pp 305-329, 1999.[5] Schat H. et al, Metal specific patterns of tolenrance, uptake, and transport of heavy metals in hyperaccumulating and non-hyperaccumulating metallophytes, In: N Terry, G Banuelos (eds.), Phytoremediation of contaminated soils and waters. CRC Press LLC; Boca Raton, FL., USA, pp 171 –188, 1999.[6] Timothy Oppelt E., Introduction to Phytoremediation. National Risk Management Research Laboratory, Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio 45268, 2000.

Ngành Dương xỉ (danh pháp khoa học: Pteridophyta) là một nhóm gồm khoảng 12.000 loài[3] thực vật có mạch, không có hạt, sinh sản thông qua các bào tử.

Mục lục

[ẩn] 1 Vòng đời 2 Cấu tạo của dương xỉ 3 Các đặc điểm sinh thái chung 4 Tiến hóa 5 Phân loại 6 Tham khảo

7 Liên kết ngoài

[sửa] Vòng đời

Thể giao tử (Khối xanh lục dạng tản) và thể bào tử (lá lược đang lên) của Onoclea sensibilis

Dương xỉ là các thực vật có mạch khác với thạch tùng ở chỗ có lá thật sự (vĩ diệp). Chúng khác với thực vật có hạt (bao gồm thực vật hạt trần và thực vật hạt kín) ở phương thức sinh sản do không có hoa và hạt. Giống như các loại thực vật có mạch khác, chúng có vòng đời được nhắc tới như là luân phiên các thế hệ, với đặc trưng là một pha thể bào tử lưỡng bội và một pha thể giao tử đơn bội, nhưng khác với thực vật hạt trần và thực vật hạt kín ở chỗ thể giao tử của dương xỉ là một sinh vật sống tự do.

Vòng đời của dương xỉ điển hình như sau:

1. Pha thể bào tử (lưỡng bội) sinh ra các bào tử đơn bội nhờ phân bào giảm nhiễm.2. Bào tử phát triển nhờ phân bào có tơ thành thể giao tử, thông thường bao gồm

một nguyên tản có khả năng quang hợp.3. Thể giao tử sinh ra các giao tử (thường bao gồm cả tinh trùng và trứng trên cùng

một nguyên tản) nhờ phân bào có tơ.4. Tinh trùng linh động, có tiên mao (lông roi) thụ tinh cho trứng vẫn còn gắn chặt

với nguyên tản.

5. Trứng đã thụ tinh hiện giờ là hợp tử lưỡng bội và phát triển nhờ phân bào có tơ thành thể bào tử (cây "dương xỉ" điển hình mà chúng ta vẫn thấy).

[sửa] Cấu tạo của dương xỉ

Dương xỉ tại Vườn thực vật hoàng gia Melbourne.

Cây dương xỉ, có lẽ là Dicksonia antarctica, mọc tại Nunniong, Australia

Giống như các thể bào tử của thực vật có hạt, thể bào tử của dương xỉ bao gồm:

Thân : Phần lớn thường là thân rễ mọc bò ngầm dưới lòng đất, nhưng đôi khi và thân bò lan mọc bò trên mặt đất (như Polypodiaceae), hoặc thân cột bán hóa gỗ mọc thẳng trên mặt đất (như Cyatheaceae) cao tới 20 m ở một số loài (như Cyathea brownii trên đảo Norfolk và Cyathea medullaris ở New Zealand).

Lá : Phần màu xanh, có khả năng quang hợp của cây. Ở các loài dương xỉ nó thường được nói tới như là lá lược,nhưng điều này là do sự phân chia lịch sử giữa những người nghiên cứu dương xỉ và những người nghiên cứu thực vật có hạt, chứ không phải là do các khác biệt trong cấu trúc. Các lá mới thông thường nở ra bằng cách trải ra đầu lá non cuộn chặt. Sự bung ra của lá như vậy gọi là kiểu xếp lá hình thoa. Lá được chia ra thành ba kiểu:

o Lá dinh dưỡng (Trophophyll): Là lá không sinh ra bào tử, thay vì thế nó chỉ sản xuất các chất đường nhờ quang hợp. Nó là tương tự như các lá xanh điển hình của thực vật có hạt.

o Lá bào tử (Sporophyll): Lá sinh ra bào tử. Lá này là tương tự như các vảy của nón thông ở thực vật hạt trần hay như nhị và nhụy ở thực vật hạt kín. Tuy nhiên, không gióng như thực vật có hạt, các lá bào tử của dương xỉ thông thường không chuyên biệt hóa, trông tương tự như các lá dinh dưỡng và cũng sản xuất các chất đường nhờ quang hợp, giống như các lá dinh dưỡng.

o Brophophyll: Lá sinh ra một lượng lớn bất thường các bào tử. Các lá thuộc kiểu này cũng lớn hơn các kiểu lá khác nhưng giống với các lá dinh dưỡng.

Rễ : Các cấu trúc không quang hợp mọc ngầm dưới đất, có chức năng hút nước và các chất dinh dưỡng từ trong đất. Chúng luôn luôn là rễ chùm và về cấu trúc thì tương tự như rễ của thực vật có hạt.

Tuy nhiên, thể giao tử của dương xỉ lại rất khác biệt với các thể giao tử của thực vật có hạt. Chúng thông thường bao gồm:

Nguyên tản: Cấu trúc màu xanh lục, có khả năng quang hợp, dày một lớp tế bào, thường có dạng hình tim hay hình thận, dài 3–10 mm và rộng 2–8 mm. Nguyên tản sinh ra các thể giao tử nhờ:

o Các túi đực: Các cấu trúc nhỏ hình cầu sinh ra tinh trùng có tiên mao.o Các túi noãn: Cấu trúc hình bình thót cổ sinh ra một trứng ở đáy, và tinh

trùng tiến tới được chỗ đó bằng cách chui qua cổ. Các rễ giả: Các cấu trúc tương tự như rễ (không phải rễ thật sự) bao gồm các tế

bào đơn lẻ thuôn cực dài, với nước và các khoáng chất được hấp thụ trên toàn bộ bề mặt cấu trúc này. Các rễ giả cũng có tác dụng neo nguyên tản vào trong đất.