Báo cáo tổng kết đề tài khoa học :Nghiên cứu sử dụng thực vật để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác khoáng sản

BỘ KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

CHƯƠNG TRÌNH KHCN CẤP NHÀ NƯỚC KC08



BÁO CÁO TỔNG KẾT
KẾT QUẢ KHOA HỌC CÔNG NGHỆ ĐỀ TÀI
NGHIÊN CỨU SỬ DỤNG THỰC VẬT ĐỂ CẢI TẠO ĐẤT BỊ Ô
NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TẠI CÁC VÙNG KHAI THÁC
KHOÁNG SẢN
KC08.04/06-10


Cơ quan chủ trì đề tài: Viện Công nghệ môi trường
Chủ nhiệm đề tài: GS.TS. Đặng Đình Kim








Hà Nội - 2010
3.1.1. Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở 04 vùng mỏ nghiên cứu 42
3.1.2. Hàm lượng kim loại nặng trong thực vật ở 04 vùng mỏ nghiên 44
MỤC LỤC

Trang

MỞ ĐẦU
1
Chương 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
4
1.1. Ảnh hưởng của kim loại nặng đến sức khoẻ con người và môi
trường
4
1.1.1. Ảnh hưởng của As đến sức khoẻ con người 6
1.1.2. Ảnh hưởng của Pb đến sức khoẻ con người 7
1.1.3. Ảnh hưởng của Cd đến sức khoẻ con người 9
1.1.4. Ảnh hưởng của Zn đến sức khoẻ con người 10
1.2. Về tình hình ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới 11
1.3. Về tình hình ô nhiễm KLN ở Việt Nam 13
1.4.

Các phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất

15
1.4.1. Phương pháp cơ học 15
1.4.2. Phương pháp vật lý và hoá học 16
1.4.3. Phương pháp sinh học 16
1.4.3.1 Xử lý bằng vi sinh vật 17
1.4.3.2 Xử lý bằng thực vật 17
1.5. Xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng thực vật 19
1.5.1. Các loài thực vật có khả năng xử lý ô nhiễm 19
1.5.2. Về công nghệ xử lý KLN bằng thực vật trên thế giới 26
1.5.2.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới 26

1.5.2.2. Tình hình nghiên cứu ở Việt Nam 29
1.5.3. Cơ hội và thách thức trong việc sử dụng thực vật cho xử lý ô
nhiễm KLN trong đất, trong nước
31
Chương 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
36
2.1. Địa điểm nghiên cứu 36
2.2. Đối tượng nghiên cứu 36
2.3. Phương pháp nghiên cứu 36
2.3.1. Phương pháp nghiên cứu liên quan đến nội dung 1: “Điều tra
khảo sát tình trạng ô nhiễm môi trường đất và khu hệ thực vật ở
04 vùng đã và đang khai thác mỏ đặc trưng thuộc tỉnh Thái
Nguyên”
36
2.3.2. Phương pháp nghiên cứu liên quan đến nội dung 2: “Xây dựng
danh lục các loài thực vật có khả năng xử lý đất ô nhiễm kim
loại nặng”
37
2.3.3. Phương pháp nghiên cứu liên quan đến nội dung 3: “Xây dựng
quy trình sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng”
37
2.3.4. Nhóm phương pháp liên quan tới nội dung 4 (Xây dựng mô
hình trình diễn) Phương pháp khảo sát thực địa
40
Chương 3. KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN
42
3.1. Điều tra, khảo sát tình trạng ô nhiễm môi trường đất và đánh giá
khả năng chống chịu, tích luỹ kim loại nặng của thực vật ở bốn
vùng đã và đang khai mỏ đặc trưng thuộc tỉnh Thái Nguyên
42

cứu
3.1.3. Xác định hệ số tích luỹ sinh học những kim loại nặng nghiên cứu 47
3.2. Xây dựng Danh lục các loài thực vật có khả năng tích luỹ
kim loại nặng
49
3.2.1. Thành phần hệ thực vật tại khu vực nghiên cứu 49
3.2.2. Các loài thực vật có khả năng tích tụ kim loại nặng ở khu vực
nghiên cứu
67
3.2.3. So sánh với các loài siêu tích tụ kim loại nặng trên thế giới 68
3.2.4. Mô tả một số loài có khả năng siêu tích tụ kim loại nặng phân bố
trong khu vực nghiên cứu
70
3.2.4.1. Pityrogramma calomelanos (L.) Link, 1833 - Ráng chò chanh
(Dương xỉ)
70
3.2.4.2. Pteris vittata L. - Ráng sẹo gà dải (Dương xỉ) 71
3.2.4.4. Brassica juncea (L.) Czern. 1859 - Cải bẹ xanh, Cải canh 72
3.2.4.5. Brassica rapa L. cv. group Pak Choi - Cải bẹ trắng, Cải thìa, Cải
ngọt
73
3.2.4.6. Cynodon dactylon (L.) Persoon, 1805 - Cỏ gà, cỏ Chỉ trắng 74
3.2.4.7. Eleusine indica (L.) Gaertn. 1788 - Cỏ Mần trầu, cỏ Chỉ tía 75
3.2.4.8. Vetiveria zizanioides (L.) Nash, 1903 - Hương lau, Hương bài,
cỏ Vetiver
76
3.3.1. Các nghiên cứu về Dương xỉ Pteris vittata
78
3.3.1.1. Nghiên cứu nhân giống loài Dương xỉ Pteris vittata từ bào tử 79
3.3.1.2. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích luỹ As của loài dương

xỉ Pteris vittata thu từ vùng khai thác mỏ Thái Nguyên
87
3.3.1.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố dinh dưỡng N, P lên sinh
trưởng, hấp thu và làm sạch As của Pteris vittata.
90
3.3.1.4. Nghiên cứu ảnh hưởng của các dạng phân bón vô cơ và hữu cơ
lên sinh trưởng và tích lũy As của cây Pteris vittata
96
3.3.1.5. Nghiên cứu khả năng tích luỹ As theo thời gian của loài Pteris
vittata
97
3.3.1.6. Nghiên cứu ảnh hưởng của EDTA lên sinh trưởng và tích luỹ As
của dương xỉ Pteris vittata
99
3.3.1.7. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH lên sinh trưởng và tích lũy As của
cây Pteris vittata
103
3.3.1.8 Nghiên cứu khả năng xử lý Cd, Pb và Zn của cây Pteris vittata 106
3.3.1.9. Thí nghiệm chống chịu và hấp thu Zn 109
3.3.1.10. Thí nghiệm chống chịu và hấp thu Cd 112
3.3.1.11. Thí nghiệm hấp thu Pb, Zn theo thời gian 114
3.3.1.12. Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của các tỉ lệ đất ô nhiễm khác
nhau lên sinh trưởng và tích luỹ Pb, Zn của cây
118
3.3.1.13. Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng phân bón lên khả năng sinh
trưởng và hấp thu Pb, Zn của Pteris vittata
121
3.3.2. Các nghiên cứu về Dương xỉ Pityrogramma calomelanos
125
3.3.2.1. Nghiên cứu nhân giống loài dương xỉ Pityrogramma

calomelanos từ bào tử
126
3.3.2.2. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích luỹ As của loài 133
Pityrogramma calomelanos thu t vựng khai thỏc m Thỏi
Nguyờn
3.3.2.3. nh hng ca N, P lờn kh nng sinh trng v tớch ly As ca 136
3.3.2.4. Nghiờn cu kh nng tớch lu As theo thi gian ca loi dng
x Pityrogramma calomelanos
140
3.3.2.5. Nghiờn cu nh hng ca EDTA lờn sinh trng v tớch lu As
ca dng x Pityrogramma calomelanos
143
3.3.2.6. nh hng ca pH lờn sinh trng v tớch ly As ca
Pityrogramma calomelanos
145
3.3.2.7. nh hng ca cỏc dng phõn bún vụ c v hu c lờn sinh
trng v tớch ly As ca cõy dng x Pityrogramma
calomelanos
146
3.3.3. Cỏc nghiờn cu v c Mn tru
149
3.3.3.1. Thớ nghim sc chng chu Pb ca cõy c mn tru 149
3.3.3.2. Thớ nghim nghiờn cu kh nng sinh trng v chng chu ca
cõy c Mn tru vi Zn
151
3.3.3.3. Thớ nghim nh hng ca hm lng Pb trong t lờn sinh
trng v hp thu Pb ca c M n tr u
153
3.3.3.4. Thớ nghim nh hng ca hm lng Zn trong t lờn sinh
trng v hp thu Zn ca c Mn tru

156
3.3.3.5. Thớ nghim ỏnh giỏ kh nng hp thu v loi b Pb v Zn trong
t ca cõy c Mn tru theo thi gian
158
3.3.3.6. ỏnh giỏ sinh trng v hp thu Pb v Zn ca c Mn tru trng
trờn t ụ nhim Pb, Zn
161
3.3.3.7. nh hng ca phõn bún N, P, K lờn sinh trng v hp thu Pb,
Zn
163
3.3.4. Kt qu nghiờn cu v c Vetiver (Vetiveria zizanioides L.)
165
3.3.4.1. Nghiờn cu kh nng hp th Pb, Cd, As ca c Vetiver trng
trờn t ụ nhim do khai thỏc khoỏng sn (thớ nghim trong
chu)
166
3.3.4.2. Nghiờn cu nh hng ca phõn bún n sinh trng, phỏt trin
v kh nng hp th kim loi nng ca c Vetiver trng trờn t
ụ nhim Pb
175
3.3.4.3. Nghiờn cu nh hng ca mt n sinh trng, phỏt trin v
kh nng hp th kim loi nng ca c Vetiver trng trờn t ụ
nhim Pb
181
3.3.4.4. Nghiờn cu nh hng ca thi v trng n sinh trng, phỏt
trin v kh nng hp th kim loi nng ca c Vetiver trng
trờn t ụ nhim Pb
181
3.3.4.5. Nghiờn cu nh hng ca chu k thu hoch n sinh trng,
phỏt trin v kh nng hp th kim loi nng ca c Vetiver

trng trờn t ụ nhim
181
3.3.5. Cỏc kt qu nghiờn cu v Ci xanh (Brassica juncea)
182
3.3.5.1. Thí nghiệm ảnh hởng của hàm lợng As, Pb, Cd đến sự nảy
mầm, sinh trởng và tích luỹ các KL này của cải
183
3.3.5.2. Thí nghiệm ảnh hởng của phân bón lên sinh trởng và hấp thu
183
As (TN4), Pb (TN5) và Cd (TN6) của cải
3.3.5.3. Thí nghiệm trồng Cải xanh trên đất ô nhiễm As do khai thác
khoáng sản (TN7)
184
3.3.5.4.
Thí nghiệm đánh giá sinh trởng
184
3.3.6. Nghiờn cu v Ngh nc - Polygonum hydropiper)
208
3.3.6.1. B trớ thớ nghim 209
3.3.6.2. Kt qu nghiờn cu v bn lun 209
3.3.6.3. Nhn xột chung v cõy Ngh nc 213
3.3.7. Nghiờn cu v c Voi lai (Pennisetum purpureum I.)
214
3.3.7.1. Nghiờn cu nh hng ca nng Pb lờn s sinh trng v s
tớch t ca chỳng c Voi lai
214
3.3.7.2. Nghiờn cu nh hng ca Pb v Cd i vi c Voi lai 216
3.4. Cỏc nghiờn cu khỏc
218
3.4.1. Kt qu ng dng vi sinh vt lm tng hiu qu x lý

KLN ca cõy
219
3.4.1.1. B trớ thớ nghim 219
3.4.1.2. Kt qu v tho lun 219
3.4.1.3. Nhn xột 225
3.4.2. ng thỏi ca Cd, Pb, Zn v As trong t vựng khai thỏc m
226
3.4.2.1. Hm lng mt s dng chỡ trong t 228
3.4.2.2. Hm lng mt s dng km trong t ng h Thỏi Nguyờn 231
3.4.2.3. Hm lng mt s dng Cd trong t 233
3.4.2.4. Hm lng cỏc dng asen trong t nghiờn cu 235
3.4.2.5. Nhn xột 237
3.4.3. Nghiờn cu tỏch dũng mụt s gen liờn quan n kh nng
tớch lu kim loi nng
239
3.4.3.1. Mt s gen mó húa kh nng tớch ly KLN 239
3.4.3.2. Nghiờn cu tỏch dũng mụt s gen liờn quan n kh nng tớch
lu v phõn gii kim loi nng v phõn tớch phõn t mt s cõy
cú kh nng tớch lu kim loi nng
241
3.4.3.3 Nhn xột 247
3.5. Quy trỡnh cụng ngh x lý mt s KLN trong t m
248
3.5.1. Quy trỡnh x lý t ụ nhim As bng cụng ngh trng cõy
Dng xi
248
3.5.1.1. Nhn bit mụi trng t nhim As 248
3.5.1.2. Xỏc nh cỏc thụng s chớnh ca mụi trng 248
3.5.1.3. Ci to t cú th trng cõy 248
3.5.1.4. Bin phỏp lm tng hp thu kim loi 249

3.5.1.5. Cõy ging s dng cho quy trỡnh 249
3.5.1.6. Nhõn ging 249
3.5.1.7. Trng v chm súc 249
3.5.1.8. Thu hoch 250
3.5.1.9. X lý sinh khi sau thu hoch 250
3.5.1.10. Tớnh toỏn giỏ thnh v thi gian cn thit lm sch 250
3.5.1.11. Phm vi ỏp dng, nhng gii hn 251
3.5.1.12. Nhng nghiờn cu cn thit b sung 251
3.5.1.13. Đề xuất quy trình 252
3.5.2. Quy trình xử lý đất nhiễm Pb bằng thực vật
253
3.5.2.1. Nhận biết môi trường đất nhiễm Pb 253
3.5.2.2. Xác định các thông số môi trường 253
3.5.2.3. Cải tạo đất 253
3.5.2.4. Cây lựa chọn cho xử lý 254
3.5.2.5. Trồng và chăm bón 254
3.5.2.6. Thu hoạch 255
3.5.2.7. Xử lý sinh khối 255
3.5.2.8. Tính toán giá thành và thời gian cần thiết để làm sạch 255
3.5.2.9. Tính toán giá thành cho 1 năm

xử lý 256
3.5.2.10. Phạm vi áp dụng, giới hạn 256
3.5.2.11. Những nghiên cứu cần thiết nhằm nâng cao hiệu quả xử lý 257
3.5.2.12. Quy trình xử lý 257
3.5.3. Quy trình xử lý đất ô nhiễm Zn và Cd bằng công nghệ sử
dụng cây Mần trầu
258
3.5.3.1. Nhận biết đất ô nhiễm Cd và Zn 258
3.5.3.2. Xác định các thông số chính của môi trường 258

3.5.3.3. Cải tạo đất để có thể trồng cây 258
3.5.3.4. Cây giống sử dụng cho quy trình 258
3.5.3.5. Trồng và chăm sóc 259
3.5.3.6. Thu hoạch 259
3.5.3.7. Xử lý sinh khối sau thu hoạch 260
3.5.3.8. Tính toán giá thành 261
3.5.3.9. Phạm vi áp dụng, những giới hạn 261
3.5.3.10. Những nghiên cứu cần thiết bổ sung 262
3.5.3.11. Đề xuất quy trình 262
3.5.4. Xây dựng mô hình trình diễn sử dụng thực vật để xử lý ô
nhiễm
263
3.5.4.1. Mô tả hiện trạng các địa điểm xây dựng mô hình trình diễn 265
3.5.4.2. Xây dựng mô hình trình diễn sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm
kim loại nặng
268
3.5.4.3. Xây dựng tiêu chí cho một mô hình điểm và khả năng chuyển
giao công nghệ
270
3.5.5. Phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau qui trình
272

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ
274

TÀI LIỆU THAM KHẢO
278

PHỤ LỤC
284

1
MỞ ĐẦU

Một trong những vấn đề hiện hữu đối với tất cả các quốc gia trên thế giới hiện
nay, gây ra bởi các hoạt động công nghiệp và phi công nghiệp của con người là vấn đề
ô nhiễm đất. Hàng ngày, các chất thải được và chưa được kiểm soát từ các quá trình
như khai mỏ, luyện kim hay việc sử dụng bùn thải trên đất nông nghiệp là nguyên nhân
chính gây ô nhiễm ở những khu vực tr
ước đây chưa hề bị ô nhiễm, từ đó gây ra nhiều
ảnh hưởng trực tiếp và gián tiếp đối với hệ sinh thái. Các chất ô nhiễm này có thể là
kim loại nặng (KLN), các hợp chất dễ cháy, rác thải nguy hại, chất nổ hay xăng, dầu,…
Trong đó, KLN là chất gây ô nhiễm nguy hại hàng đầu bởi chúng không dễ dàng bị
sinh vật phân giải mà cần có biện pháp xử lý thích hợp như cố định hay di dời v
ật lý.
Một số kim loại nặng như Zn, Fe, Cu, Mn, Mo, B,….rất cần cho sinh trưởng và phát
triển của thực vật, là những nguyên tố dinh dưỡng vi lượng cần thiết không thể thiếu
trong quá trình sinh trưởng và phát triển của thực vật. Song khi ở nồng độ quá cao hoặc
quá thấp thì đều bất lợi cho cơ thể sinh vật. Có thể nói rằng phần lớn kim loại nặng đều
là những nguyên tố có tính độc cao đối v
ới cơ thể sống. Ngoài ra, KLN còn gây ra
nhiều biến đổi ở tế bào sắc tố và làm rối loạn chức năng của chúng. Vì vậy, KLN làm
môi trường đất trở nên không bền vững đối với sự phát triển của thực vật và làm giảm
đa dạng sinh học.
Vấn đề ô nhiễm môi trường bởi các kim loại nặng độc hại là vấn đề lớn ở nhiều
nước trên thế
giới. Nó đã và đang thu hút sự quan tâm của nhiều quốc gia trên thế giới
bởi những tác hại nguy hiểm đến sinh vật nói chung và con người nói riêng. Những
năm đầu 1970 ở một huyện của Nhật Bản, hàng loạt người bị bệnh “Itai Itai” gây đau

xương, biến dạng xương và dẫn đến chết do ăn phải gạo chứa Cd ở mức 0,5-1 mg.kg
-1
.
Nguyên nhân chính là vì nước sông bị ô nhiễm Cd lại được dùng tưới cho các ruộng
lúa [24]. Gần đây hàng nghìn người ở tỉnh Tak (Thái Lan) có nguy cơ bị nhiễm những
căn bệnh do tích tụ cao Cd trong cơ thể như loãng xương, tổn hại thận. Nguyên nhân vì
đất và nước vùng này bị ô nhiễm Cd do các hoạt động khai thác Zn dẫn đến gạo có
hàm lượng Cd cao từ 0,1- 44 mg/kg (tiêu chuẩn châu Âu là 0,043 mg/kg), lượng Cd
trong tỏi và đậu nành cũng cao hơn tiêu chuẩn từ 12 đến 126 lần [58]
Môi tr
ường bị ô nhiễm do các hoạt động khai khoáng và tuyển quặng đã được
nhiều nhà khoa học trên thế giới đặc biệt quan tâm nghiên cứu. Nhiều tác giả đã chỉ ra
những rủi ro có thể xảy ra đối với con người cũng như mức độ tích tụ các kim loại độc
hại trong các sản phẩm nông nghiệp quan trọng như lúa gạo [58,62,63]. Tuy nhiên, cho
đến nay ở Việt Nam chưa có công trình nào có số liệu hoàn chỉnh về m
ức độ nhiễm
kim loại nặng ở một vùng mỏ nào. Kết quả thăm dò địa chất đã phát hiện được khoảng
5000 mỏ và điểm quặng, khoảng 1000 mỏ đã và đang được tổ chức khai thác. Riêng

2
diện tích chiếm đất đối với một số mỏ khoáng sản kim loại đã ngừng khai thác lên tới
3749 ha [38]. Số lượng mỏ đang hoạt động trên cả nước là gần 900, trong đó mỏ
khoáng sản kim loại là 90. Chỉ tính riêng diện tích đất đã sử dụng trong khai thác thiếc
là trên 300ha, trong khi đó diện tích được hoàn thổ chỉ là 55,8 ha, chiếm gần 20%. Tuy
nhiên đất đã được hoàn thổ thì chất lượng kém ch
ưa đáp ứng cho việc canh tác. Như
kết quả phân tích đất trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương, Tuyên Quang có hàm
lượng As là 642mg/kg và Cu là 235mg/kg [15], trong khi tiêu chuẩn đặt ra tương ứng
là 12 mg/kg và 50mg/kg (QCVN 03:2008/BTNMT). Trước đó, Nguyễn Văn Bình và
cs. [40] khi nghiên cứu sự phân bố của kim loại nặng As, Pb, Bi, Sn, Cu, Cd, Fe, W

trong khu vực mỏ thiếc đang khai thác tại Sơn Dương, Tuyên Quang đã xác định sự có
mặt của các kim loại này trong các mẫu đất, nướ
c, bùn thải ven suối cao hơn tiêu chuẩn
cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường.
Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại do mỏ gây ra cũng rất phức tạp và kinh
phí cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết vấn đề này hiện nay còn gặp rất nhiều
khó khăn [9]. Các phương pháp công nghệ xử lý truyền thống bao gồm bê tông hoá, ổn
định, rửa đất, sử dụng các ph
ản ứng ô xy hoá - khử, phản ứng hấp phụ ở nhiệt độ thấp,
chôn lấp, đốt, [46,51,53]. Hiện nay, trên thế giới công nghệ được dùng nhiều nhất để
xử lý đất bị ô nhiễm kim loại vẫn là chôn lấp tại chỗ bằng cách xây các đập chắn xung
quanh và sử dụng các hoá chất cố định kim loại đối với các khu vực xa dân cư và đất
canh tác, còn gần những khu vực này thì đất ô nhiễ
m phải được đào đi và vận chuyển
đến nơi chôn lấp tập trung. Công nghệ chôn lấp đòi hỏi chi phí lớn vì bên cạnh chi phí
cho vận chuyển, còn phải xây dựng cơ sở hạ tầng kiên cố để cho chất ô nhiễm không bị
rò rỉ cũng như phát tán sang các khu vực lân cận. Ngoài ra, khi áp dụng công nghệ này
cần có diện tích lớn và điều hạn chế nhất là bằng cách này đất không được tái sử dụ
ng.
Tính toán sơ bộ cho thấy, vào những năm 90 của thế kỉ 20 chỉ tính riêng ở Mỹ để làm
sạch ô nhiễm các chất độc hại bằng công nghệ trên cần ít nhất là 400 tỷ đô la. Giá
thành quá cao trong xử lý ô nhiễm bằng công nghệ truyền thống đã buộc các nhà khoa
học phải tìm các công nghệ mới thay thế, trong đó công nghệ “xanh” tức là công nghệ
sử dụng thực vật trong xử lý ô nhiễm (Phytoremediation) đã đượ
c đánh giá là có hiệu
quả ứng dụng cao do giá thành thấp, vận hành đơn giản và thân thiện với môi trường.
Hiện tại công nghệ sử dụng thực vật được đánh giá là thích hợp nhất cho xử lý ô nhiễm
KLN trong đất [30,44,57,]. Tính toán cho thấy việc sử dụng thực vật để làm sạch 1
mẫu Anh (0,4ha) đất bùn cát ở độ sâu 50 cm cần 60 - 100.000 USD, trong khi xử lý
bằng phương pháp truyền thống (đào hố và cách li) thì cần ít nhấ

t 400.000 USD [44].
Do các phương pháp lý – hoá học để xử lý ô nhiễm đất mà thế giới áp dụng rất
khó khả thi ở nước ta vì giá thành quá cao. Sử dụng thực vật để xử lý môi trường đất bị
ô nhiễm tại các vùng khai thác khoáng sản là một giải pháp hàng đầu đối với điều kiện

3
của Việt Nam hiện nay. Đây là hướng đi bền vững, lâu dài và hiệu quả đối với việc bảo
vệ môi trường của các vùng đã, đang khai thác - chế biến quặng. Đề tài cấp Nhà Nước
KC08.04/06-10 “Nghiên cứu sử dụng thực vật để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại
nặng tại các vùng khai thác khoáng sản” có ý nghĩa lý luận và thực tiễn rất rõ ràng
khi nghiên cứu, ứ
ng dụng một công nghệ xử lý đất hiệu quả trong điều kiện của Việt
Nam. Đề tài đã góp phần quan trọng vào lĩnh vực phát triển bộ môn khoa học sử dụng
thực vật để xử lý ô nhiễm (Phytoremediation) mới được triển khai mạnh trên thế giới.
Trong 03 năm qua đề tài đã thực hiện được một số nội dung chính sau:
1. Điều tra, khảo sát và đánh giá hi
ện trạng ô nhiễm môi trường đất và khu hệ thực
vật ở 04 vùng đã và đang khai thác mỏ đặc trưng thuộc tỉnh Thái Nguyên (mỏ than núi
Hồng và mỏ thiếc Núi Pháo thuộc huyện Đại Từ, mỏ sắt Trại Cau và mỏ chì kẽm Làng
Hích thuộc huyện Đồng Hỷ)
2. Lập danh lục các loài thực vật ở Việt Nam và tại khu vực nghiên cứu có khả
năng tích luỹ cao kim loại nặng (chú tr
ọng đặc biệt tới As, Pb, Zn và Cd)
3. Xây dựng quy trình phục hồi môi trường đất nhiễm kim loại nặng As, Cd, Pb và
Zn.
4. Xây dựng 2 mô hình trình diễn sử dụng thực vật để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại
nặng tại Hà Thượng, Đại Từ, Thái Nguyên và Tân Long, Đồng Hỷ, Thái Nguyên.

4
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Ảnh hưởng của kim loại nặng đến sức khoẻ con người và môi trường
Hiện nay, một trong những vấn đề đáng quan tâm nhất là ô nhiễm môi trường
đất. Như đã biết, đất là một tài nguyên vô cùng quý giá, là tư liệu sản xuất ra sản phẩm
cây trồng phục vụ đời sống loài người. Đất là nơi cung cấp lương thực, thực phẩm nuôi
số
ng con người, là nơi định cư, nơi cung cấp và nơi chứa đựng rác thải của con người.
Mặt khác, không giống môi trường nước và không khí, đất là một hệ sinh thái rất phức
tạp. Chính vì thế, để nhận biết sớm sự ô nhiễm môi trường đất không phải là vấn đề
đơn giản và càng khó khăn hơn là việc khắc phục ô nhiễm môi trường đất. Đây là một
trong những nguyên nhân làm suy giảm tài nguyên đấ
t, một trong những khó khăn mà
nền nông nghiệp của mỗi quốc gia nói riêng và của thế giới nói chung đang đối mặt.
Không chỉ thế, môi trường đất bị ô nhiễm sẽ gây ảnh hưởng tới môi trường nước và
không khí. Tuy nhiên, hiện nay trên thế giới vấn đề ô nhiễm môi trường đất vẫn chưa
được quan tâm nhiều [26].

Việt Nam là một nước nông nghiệp, nên đất canh tác nông nghiệp có vai trò hết
sức quan trọng đố
i với nền kinh tế quốc dân. Vấn đề ô nhiễm đất là một thử thách lớn
đối với chúng ta. Một trong những vấn đề ô nhiễm cần quan tâm là ô nhiễm kim loại
nặng. Khi đất bị nhiễm kim loại nặng, nó sẽ gây ảnh hưởng trực tiếp đến cây trồng và
theo chuỗi thức ăn đi vào cơ thể động vật. Nhiều kim loại nặng là các vi lượng rất cần
thiế
t cho cơ thể con người. Tuy nhiên sự có mặt của chúng với hàm lượng lớn có thể
gây ô nhiễm môi trường và có tác hại xấu đến sức khoẻ con người cũng như các sinh
vật. Các kim loại nặng có thể thâm nhập vào môi trường bằng nhiều con đường khác
nhau, trong đó các hoạt động của con người đóng vai trò rất quan trọng. Khi thâm nhập
vào môi trường chúng có thể gây ô nhiễm nguồn nước và ô nhiễm đất trồng. Điều
đáng
nói là nhiều kim loại nặng có khả năng tích tụ trong đất, trong động, thực vật và rất khó
phân giải hay đào thải. Điều đó có thể ảnh hưởng đến sức khoẻ con người khi sử dụng
nguồn thức ăn từ những động, thực vật sinh trưởng trong những vùng bị ô nhiễm.
Một số kim loại nặng như Zn, Fe, Cu, Mn, Mo, B, rất cần cho sinh trưởng và
phát triển c
ủa thực vật, là những nguyên tố dinh dưỡng vi lượng cần thiết không thể
thiếu trong quá trình sinh trưởng và phát triển của thực vật. Song khi ở nồng độ quá
cao hoặc quá thấp thì đều bất lợi cho cơ thể sinh vật. Có thể nói rằng phần lớn kim loại
nặng đều là những nguyên tố có tính độc cao đối với cơ thể sống.
Nhìn chung kim loại nặng phát thải vào môi trường đất qua hai con đường chủ

yếu sau:

5
- Các nguồn tự nhiên như các hoạt động của núi lửa, sự phong hoá của đá mẹ và
khoáng vật.
- Các nguồn nhân tạo như hoạt động công nghiệp, khai khoáng, giao thông,

Hình 1.1. Nguồn gốc kim loại trong đất
Cho đến nay, nói đến kim loại nặng là người ta nghĩ đến những nguyên tố có
liên quan tới các tính chất không tốt trong một lĩnh vực nào đó, thậm chí bao gồm cả
nhôm (Al) với mật độ phân tử chỉ là 2,7 kg. dm
-3
và

As có mật độ phân tử là 5,7 kg.
dm
-3
nhưng nó không phải là kim loại mà là á kim [5]. Thuật ngữ “kim loại nặng” dùng
ở đây chủ yếu đề cập đến những kim loại và á kim có liên quan đến vấn đề ô nhiễm
môi trường và có độc tính cao đối với cơ thể sống, như là Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn
và As. Trong nghiên cứu này, chúng tôi tập trung vào các kim loại là As, Pb, Cd và Zn
vì theo khảo sát, đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng tại một số vùng khai thác
mỏ đặc trưng của Thái Nguyên thì đây là những nguyên tố v
ượt qua tiêu chuẩn cho
phép nhiều lần ở trong đất.
Asen (As) được sử dụng làm chất mầu, thuốc bảo vệ thực vật, thuốc bảo quản
gỗ và chất kích thích sinh trưởng cho gia súc, gia cầm. Asen có trong nhiều loại mỏ
khoáng sunphit và vì vậy có thể phát tán vào không khí từ các lò luyện kim. Than đá
cũng chứa một lượng đáng kể As và quá trình đốt than đã phát tán tới 20% lượng chất
này có trong khí quyển. Tàn than là nguồn As đáng kể thẩm thấ
u vào đất và nước. Hiệu
ứng gây độc cấp tính và trường diễn của As đã được nhận biết và nhiều người đã bị
ung thư đường hô hấp do tiếp xúc lâu ngày với hơi As [14,40]. As tồn tại ở bốn dạng

6
As

3-
, As, As
3+
và As
5+
. Phần lớn các chất vô cơ chứa asen độc hơn các chất hữu cơ.
Các hợp chất vô cơ chứa As là arsine, arsenite và arsenate.
Tích tụ As trong đất là một trong các nguồn chính làm tăng nguy cơ ô nhiễm
nước mặt và nước ngầm, sự hấp thu do thực vật là sự hấp thu trực tiếp hay gián tiếp đối
với con người. Vì vậy, làm sạch các vị trí ô nhiễm là vấn đề trở nên cấp bách. Ô nhiễm
As không chỉ do hoạ
t động tự nhiên mà còn do hoạt động của con người đặc biệt là quá
trình khai khoáng. Hàng năm, sự phát thải toàn cầu của As là 808.10
7
g trong đó có
28.10
7
g là do con người thải ra và 780.10
7
g là do nguồn nhân tạo. Tại Anh đất ở nhiều
vùng khai thác khoáng sản bị nhiễm KLN trong đó có As. Trong khi hàm lượng As
trung bình trong đất là 10,4 mg/kg thì trong đất của mỏ chì Cumbria, mỏ đồng Devon
và mỏ thiếc Cornwall hàm lượng As tương ứng như sau: 127,7-366,8; 280,7-2331,6; và
87,5-1246,8 mg/kg. Hàm lượng này cao hơn mức bình thường từ hàng chục đến hàng
trăm lần [28].
Ở Việt Nam, theo tác giả Ngô Văn Ái và cộng sự có 3 vùng ô nhiễm As bao
gồm: thứ nhất là vùng núi với các biến đổi đá nhiệt dịch, quặng vàng, đa kim, sunfua,
và vỏ phong hóa cũng như đất phát triển trên chúng, thứ hai là vùng đồng bằng với
nguồn ô nhiễm As là quá trình tự nhiên (oxy hóa khoáng vật sunfua và khoáng vật
chứa As trong trầm tích, khử các hydroxit sắt chứa As) và hoạt động nhân sinh. Vùng

thứ ba là đới duyên hải (trầm tích ven bờ m
ột số vùng ở Quảng Ngãi, Phú Yên), vùng
này có nguồn ô nhiễm là do hoạt động nhân sinh, đặc biệt là sử dụng thuốc trừ sâu, diệt
cỏ, vũ khí hóa học.
1.1.1. Ảnh hưởng của As đến sức khỏe con người
Asen (thạch tín) là một trong những chất có độ độc rất cao. Độc tính của thạch
tín phụ thuộc vào công thức hóa học của nó. Trong nước ngầm thạch tín được tìm thấy
chủ yếu ở
dạng Asenit (Asen III) hoặc Asenat (Asen V). Asenit có thể được ôxy hóa và
Asenat có thể quay lại Asenit khi nước ngầm thiếu ôxy. Nếu không tính đến một số
hợp chất hiếm có của As thì hợp chất độc nhất của As là Asin-AsH
3

(hợp chất này có
liều gây chết LD
50
với chuột là 3 mg/kg), sau đó đến Asenit (liều gây chết LD
50
với
chuột là 20-60 mg/kg) và Asenat trong đó Asenit có độc tính gấp 60 lần so với Asenat
do nó có phản ứng với các enzim trong quá trình chuyển hóa ở cơ thể người. Đến nay
có thể kết luận chắc chắn về các bệnh do nhiễm Asen như: Sừng hóa da, hắc tố da và
mất sắc tố da, bệnh Bowen, bệnh đen và rụng móng chân. Bệnh sừng hóa da thường
xuất hiện ở tay, chân, lòng bàn tay, gan bàn chân – phần cơ thể cọ xát nhiều hoặc tiế
p
xúc ánh sáng nhiều lâu ngày sẽ tạo thành các đinh cứng màu trắng gây loang rộng gây
đau đớn. Bệnh hắc tố da và mất sắc tố da bị đen sạm, da bị lốm đốm trắng dẫn đến tế
bào bị phá hủy và làm hỏng da. Biểu hiện đầu tiên của bệnh Bowen là một phần cơ thể

7

đỏ ửng, sau đó bị chảy nước và lở loét. Bệnh đen và rụng móng chân có thể dẫn đến
hoại tử, rụng dần từng đốt ngón chân. Sau 15-20 năm kể từ khi phát hiện, người nhiễm
độc As sẽ chuyển sang ung thư và chết.

Hình 1.2. Hình ảnh một số bệnh nhân bị nhiễm độc Asen [62]
1.1.2. Ảnh hưởng của Pb đến sức khỏe con người
Chì (Pb) là kim loại nặng được nghiên cứu rất kĩ về độc tố. Hàng năm,
thế giới sử dụng khoảng 3 triệu tấn chì [84]. Các loại hình công nghiệp mỏ và chế biến
khoáng chất, sản xuất kim loại màu, pin, acquy, công nghiệp gia công kim loại là
nguồn gây ô nhiễm chì chủ yếu. Hàng năm, trong 2 tri
ệu tấn Pb con người thải vào môi
trường có 61% là do đốt cháy nhiên liệu động cơ [68]. Ở Manila (Philippin) nồng độ
Pb trong không khí vượt trên 400% mức cho phép của Tổ chức Y tế thế giới [94]. Ở
Mỹ, thế kỷ 20 qua đi để lại trên 43.000 vùng công nghiệp trọng điểm trong tình trạng ô
nhiễm trong đó trên 40% là ô nhiễm KLN như chì, cadimi, crôm, asen. Mỗi năm ngân
sách nước Mỹ phải tốn 1,5 tỷ USD cho việc xử lý và ngăn chặn ô nhiễm [42]. Tại châu
Âu, năm 1999, có ít nhất 50 khu vực bị ô nhiễm KLN như: kẽm, đồng, chì,… [59].
Ô nhiễm đất tại Nga cũng là một vấn đề rất nghiêm trọng. Tại 120 thành phố
của đất nước này có nồng độ chì cao trong đất. Ở các thành phố có các ngành công
nghiệp luyện kim, nồng độ chì trong đất dao động trong khoảng từ 1000-2000 mg/kg.
Mặc dù đấ
t trồng trọt ở đây ít bị ô nhiễm chì, tuy nhiên lượng chì dọc theo đường giao
thông gần với khu dân cư lại cực kì nguy hiểm [63]. Mỗi năm đất nước này thải ra
4000 tấn chì. Nguồn ô nhiễm chì chính là do khói bụi thải ra từ động cơ xe. Một nguồn
ổn định khác nữa là từ các ngành công nghiệp kim loại không sử dụng sắt bao gồm cả
các lò nấu chảy chì, đồng và các nguồn thải do sản xuất pin. Các nhà máy sả
n xuất
thủy tinh và ceramic cũng đóng góp một lượng ô nhiễm chì nhất định.
Chì tương đối sẵn trong môi trường tự nhiên dưới dạng kim loại hơn bất kỳ
kim loại nặng nào khác. Nguồn chì quan trọng trong khí quyển là do khí xả của động

cơ đốt trong dùng xăng hay dầu có pha chì. Bụi thành phố, đô thị, đường xá cao tốc rất
giầu chì. Nồng độ chì ở các phố buôn bán sầm uất có thể đế
n 1 - 4 gam/kg bụi.

8
Hiệu ứng hoá sinh quan trọng của chì là can thiệp vào việc tổng hợp hemoglobin
dẫn đến các bệnh về máu. Chì ức chế nhiều loại men then chốt liên quan đến quá trình
tổng hợp hemoglobin nên làm cho các sản phẩm trung gian của quá trình trao đổi chất
bị tích luỹ lại. Một trong các sản phẩm trung gian đó là axit delta levulinic. Một pha
quan trọng của việc tổng hợp hemoglobin là chuyển hoá chất delta amino levulinic
thành pocphobilinogen. Chì ức chế men amino levulinic dehydraza nên không thể
chuyển hoá axit delta amino levulinic thành pocphobilinogen. Cuối cùng chì ngăn cản
việc dùng oxy và gluco vào việc sản xuất năng lượng để duy trì cuộc sống. Khi chì
trong máu vượt quá 0,3 ppm sẽ thấy triệu chứng thiếu máu do thiếu hemoglobin. Khi
chì nhiều hơn (0,5 - 0,8 ppm) chức năng thận bị rối loạn và cuối cùng ảnh hưởng đến
thần kinh.
Do chì và canxi giống nhau về mặt hoá học nên chì có thể đổi chỗ cho canxi nằm
lại trong cơ thể, sau này chì này lại có thể theo lân từ xương ra gây độc cho các mô
mềm. Chì là một kim lo
ại có khả năng tích luỹ cao. Nó có khuynh hướng tích luỹ trong đất và
trầm tích. Con người tiếp xúc với chì thông qua nhiều con đường như không khí, thực phẩm,
Người ta chống ngộ độc chì bằng cách xử lý với các tác nhân tạo được chelat với chì;
cho nạn nhân ngộ độc chì uống dung dịch chelat canxi để Ca
++
đổi chỗ cho Pb
++
. Pb
++
bị tống ra ngoài sẽ được thải ra theo nước giải.
Chì là một KLN có tính độc cao. Sau khi vào cơ thể người lớn 94% lượng chì tích tụ

trong xương, ở trẻ em do xương kém đậm đặc nên 64% lượng chì trong xương còn lại vào
máu và thận. Đầu tiên chì gây rối loạn tiêu hoá, nôn, tiêu chảy, đau bụng từng cơn dữ dội, làm
giảm lượng hồng cầu do can thiệp vào quá trình tổng hợp hemoglobin, giảm máu đến
thận gây tiểu đạm, tiể
u máu, suy thận [68].
Nồng độ chì cao gây phù não, phá huỷ tế bào não. Biểu hiện: người bị kích thích,
co giật, hôn mê và tử vong. Nếu sống sót cũng bị di chứng thần kinh không phục hồi
được. Ngoài ra, nó còn làm ngừng sự phát triển của xương và tạo đường viền đen ở
chân răng. Trẻ em dễ bị ngộ độc chì hơn người lớn. Với nồng độ chì trong máu
6
µ
g/dl, quá trình chuyển hoá tế bào não ở trẻ sẽ bị cản trở làm gián đoạn dẫn truyền
thông tin giữa tế bào thần kinh với các tế bào khác. Cứ tăng 10-20
µ
g/dl chì trong máu
thì chỉ số IQ giảm 2-5 điểm. Khi nồng độ chì trong máu lên tới 100-120
µ
g/dl (người
lớn); 80-100
µ
g/dl (trẻ em) thì dẫn đến tử vong. Thời gian bán huỷ để thải chì ra khỏi
thận là 7 năm, khỏi xương là 32 năm do đó tác hại của chì thường kéo dài [76].
Do tính độc của chì nên đã dẫn đến những thảm cảnh hết sức đau buồn. Trong
10 thành phố ô nhiễm nhất thế giới năm 2006, đứng đầu là các thành phố khai thác và chế
biến chì như thành phố Kabwe (Zambia), khu khai thác mỏ và luyện kim, mức độ chì
trung bình trong máu củ
a trẻ cao gấp 5-10 lần mức cho phép của Mỹ. Ở đây tuổi thọ rất
thấp, trẻ sơ sinh bị khuyết tật, tỷ lệ hen ở trẻ là 90% và nhiều bé chậm phát triển trí tuệ
[86]. Tại Rudnaya Pristan của Nga, nồng độ chì trong máu của trẻ em cao hơn gấp 20
lần so với giới hạn tiêu chuẩn cho phép của Mỹ [82].

9
Tại làng tái chế chì Chỉ Đạo (Văn Lâm, Hưng Yên), 100% số người trực tiếp nấu
chì bị nhiễm chì trong máu, 50% số người bị đau dạ dày, tá tràng, đau mắt, đường ruột, 43
người bị tàn tật (trong đó có 25 trẻ em bị mù mắt, thọt chân, cụt tay, ngớ ngẩn) [5].


Hình 1.3. Hình ảnh bệnh nhân bị nhiễm độc Chì [58]
1.1.3. Ảnh hưởng của Cd đến sức khỏe con người
Cũng như chì và thuỷ ngân, cadimi (Cd) rất độc đối với người và môi trường.
Sử dụng cadimi có xu hướng tăng dần trong công nghiệp mạ điện, sơn, sản xuất chất
dẻo, sản xuất pin Ag-Cd. Mỗi năm thế giới sản xuất khoảng 20.000 tấn cadimi [59].
Cadimi có xu hướng tích luỹ
trong cơ thể người, 33% trong thận và 14 % trong gan.
Cadimi là một trong rất ít nguyên tố không cần thiết cho cơ thể con người.
Nguyên tố này và dung dịch các hợp chất của nó là những chất cực độc thậm chí chỉ
với nồng độ rất thấp và được tích lũy sinh học trong cơ thể cũng như trong các hệ sinh
thái. Cd khi vào cơ thể và tác động đến thận đầu tiên. Thường xuyên tiếp xúc với Cd
(200
µ
g/ngày) sẽ dẫn đến suy thận ở những người trên 50 tuổi [75]. Ngoài ra, Cd cũng
liên quan đến ung thư tuyến tiền liệt, ung thư vú và các bệnh liên quan đến xương như
bệnh Itai-Itai xuất hiện ở lưu vực sông Jinzu của Nhật Bản. Cd ức chế quá trình cố định
canxi trong xương làm xương giòn, dễ gẫy [70].
Hít thở phải bụi có chứa cadimi nhanh chóng dẫn đến các vấn đề đối với hệ hô
hấ
p và thận, có thể dẫn đến tử vong (thường là do hỏng thận). Nuốt phải một lượng
nhỏ cadmi có thể bị ngộ độc tức thì và tổn thương gan và thận. Ngoài tổn thương thận,
người bệnh còn chịu các chứng loãng xương và nhuyễn xương. Các vấn đề ngộ độc
nghiêm trọng có thể sinh ra từ phơi nhiễm lâu dài cadimi từ các bể mạ điện bằng

cadimi. Hút thuốc lá cũng là con
đường dẫn đến tích lũy cadimi trong cơ thể

10

Hình 1.4. Chứng teo thận của bệnh itai itai gây ra do sống trong vùng ô nhiễm Cadimi
(TL)

1.1.4. Ảnh hưởng của Kẽm đến sức khỏe con người
Kẽm (Zn) được sử dụng khá rộng rãi trong công nghiệp chế tạo đồng thau và
các hợp kim khác. Hàng năm thế giới sản xuất khoảng 7 triệu tấn kẽm. Công nghiệp
mỏ và chế biến quặng, sản xuất kim loại màu, sản xuất pin và ắc quy, công nghiệp in
và gia công kim loại th
ải ra môi trường nhiều kẽm.
Kẽm là nguyên tố vi lượng cần thiết cho cơ thể. Kẽm thể hiện vai trò sinh lý ở
nhiều mặt, có vai trò quan trọng trong quá trình oxi hóa - khử. Nó tham gia vào thành
phần của nhiều enzim (như dehydrogenaza, proteinaza, peptidaza, photphohydrolaza).
Theo Lindsay (1972), chức năng cơ bản của Zn trong thực vật liên quan đến sự trao đổi
chất của protein, hydratcacbon, trao đổi P, tham gia vào quá trình trao đổi vitamin và
các chất sinh trưởng của thực vật. Kẽm ảnh hưởng đến tính thấm củ
a màng tế bào và
làm bền vững những thành phần của tế bào nhất là các vi sinh vật. Người ta cho rằng
sự có mặt của Zn tăng cường sự chống chịu của thực vật trong điều kiện thời tiết khô,
nóng và bệnh tật do nấm và vi khuẩn gây ra. Các loại thực vật khác nhau thì phản ứng
khác nhau với sự thiếu hụt Zn. Thiếu Zn sẽ phá vỡ quá trình trao đổi cacbon, kìm hãm
sự tạo thành đường sacaro, tinh bộ
t và chất diệp lục. Cây sẽ xuất hiện những biến đổi
về hình thái lá, có dấu hiệu hoại tử. Kẽm rất cần thiết cho các cây lấy hạt, thiếu Zn hạt
sẽ không được tạo thành.
Tuy nhiên, nếu hàm lượng Zn cao có thể gây độc cho cây trồng, vật nuôi và cả

con người. Hàm lượng Zn trong cây thay đổi từ mức thấp nhất 1mg/kg đến mức cao
nhất 1000 mg/kg đối với đơn vị khối lượ
ng khô. Hàm lượng của Zn trong thực vật

11
thường từ 20-100 mg/kg, biến động từ 1,2-73 mg/kg trong táo, rau xà lách. Giá trị
trung bình của Zn trong hạt lúa mì khoảng 22-33 mg/kg chất khô. Trong lúa mạch đen
chứa rất ít Zn và ít hơn lúa mì. Sự thiếu hụt Zn trong thực vật chỉ xảy ra khi hàm lượng
Zn là 10-20 mg/kg. Mặc dù vậy, những giá trị này cũng rất biến động vì dấu hiệu thiếu
Zn của thực vật phụ thuộc vào kiểu gen di truyền và ảnh hưởng của sự phản ứng của
Zn với các nguyên tố khác trong mô thực vật (Shkolnik, M. J., 1974)
1.2. Về tình hình ô nhiễm KLN trên thế giới
Viện nghiên cứu Blacksmith, New York đã bình chọn danh sách 10 thành phố ô
nhiễm nhất trên thế giới thì có tới 8 thành phố liên quan đến ô nhiễm KLN đó là Lâm
Phần, Thiên Anh (Trung Quốc); Sukindan, Vapi (Ấn Độ); La Oroya (Peru);
Dzerzhinsk, Norilsk (Nga); Chernobyl (Ukraine); Sumgayit (Azerbaijan); Kabwe
(Zambia). Điển hình như Lâm Phần, Tianying (Trung Quốc) là nơi bị ô nhiễm nặng
KLN [26]. Những kim loại độc đã ngấm vào máu nhiều thế hệ trẻ em ở Tianying và
làm giảm ch
ỉ số thông minh. Ngay cả lúa mì ở Tianying cũng chứa chì với nồng độ gấp
24 lần mức cho phép của Trung Quốc. Trung Quốc còn là nước đứng đầu về ô nhiễm
thủy ngân. Theo kết quả phân tích thủy sản ở 4 hồ nước ngọt và khu vực biển phía
đông tỉnh Giang Tô, có rất nhiều kim loại khác nhau trong đó thủy ngân, cadimi, crôm,
kẽm và chì tồn tại trong 41% thủy sản [39,66]. Tại Sukindan, Vapi của Ấn độ, nồng độ
thủy ngân trong nước ngầm của đô thị này cao gấp 96 lần so với tiêu chuẩn của Tổ
chức Y tế Thế giới (WHO). La Oroya của Peru đã bị ô nhiễm chì, đồng, kẽm. Đơn cử
như Norils (Nga) là khu vực tập trung những lò nấu chảy kim loại nặng lớn nhất thế
giới. Tại đây, có hơn 4 triệu tấn cadimi, đồng, chì, niken, thạch tín, selen và kẽm phát
thải ra không khí mỗi năm. Các mẫu th
ử không khí khi nghiên cứu ở vùng này đều có

mức nhiễm đồng, niken vượt quá chuẩn tối đa cho phép, số người tử vong vì các bệnh
hô hấp ở mức cao [90]. Nguồn gây nhiễm KLN chủ yếu là từ nguồn thải của các hoạt
động sản xuất công nghiệp, nông nghiệp và hàng hải. Tại nhiều nơi, các chất thải độc
hại này bị đổ thẳng ra môi trường mà không hề được xử lý. Xung quanh các khu công
nghiệp, dòng chả
y chất thải chính là con đường đưa và hòa tan KLN vào trong đất.
Nhiều nước Đông Âu trước đây đã phát triển công nghiệp theo công nghệ cũ và
sử dụng rất nhiều loại chế phẩm trong nông nghiệp nên nước và đất ở nhiều vùng đã bị
ô nhiễm kim loại nặng ở mức độ rất cao, cao hơn tiêu chuẩn cho phép 1.000 - 10.000
lần [93]. Tại Trung Quốc, khoảng 20% đất nông nghiệp bị nhiễm KLN và đã làm mất
10 triệu tấn hoa màu mỗi năm [57]. Ở Anh, việc xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng là
công việc vô cùng khó khăn, ước tính phải mất vài chục năm để xử lí .

12
Có nhiều nguyên nhân khác nhau dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất, đáng kể nhất
là do sự tích lũy từ chất thải của các ngành công nghiệp có liên quan đến kim loại và
hoạt động khai thác khoáng sản. Theo số liệu của các cơ quan chức năng Trung Quốc,
hiện nay nước này có gần 2.000 vạn ha đất canh tác bị ô nhiễm kim loại nặng, chiếm
gần 20% tổng diện tích đất canh tác, hàng năm thiệt hại tới 1.000 vạn tấn lương th
ực,
trực tiếp gây tổn thất kinh tế hơn 10 tỷ NDT.
Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô
nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực tế đáng báo động. Các tác nhân gây ô
nhiễm là axít, kim loại nặng, cyanide, các loại khí độc, … [9]. Hiện tượng suy giảm
chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễ
m các kim loại nặng có nguồn
gốc công nghiệp như niken, crôm, chì, asen, đồng, selen, thuỷ ngân, cadimi, là thực
tế và cần sớm có giải pháp xử lí. Nhiều kim loại nặng rất độc đối với người và môi
trường cho dù ở nồng độ rất thấp. Môi trường bị ô nhiễm do các hoạt động khai khoáng
và tuyển quặng đã được các nhà khoa học của Hàn Quốc đặc biệt quan tâm nghiên cứu.

Các tác giả đã chỉ ra những rủ
i ro có thể xảy ra đối với con người cũng như mức độ
tích tụ các kim loại độc hại trong các sản phẩm nông nghiệp quan trọng như lúa gạo
[58].
Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng gây nên ô nhiễm kim loại
vào đất, nước, không khí và vào cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim loại không chỉ xảy
ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể từ khi mỏ
ngưng hoạt động.
Theo Lim và cộng sự (2004) tại vùng mỏ vàng-bạc Soncheon đã bỏ hoang ở Hàn
Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn còn bị ô nhiễm một số loại kim loại ở mức
cao [58]. (Xem bảng 1.1)
Bảng 1.1. Hàm lượng kim loại nặng (mg/kg) trong một số loại đất ở khu mỏ hoang
Songcheon
Nguyên tố Bãi thải quặng Đất vùng núi Đất trang trại
Đất bình thường
trên thế giới

As 3584 - 143813 695 - 3082 7 - 626 6
Cd 2,2 - 20 1,32 0,75 0,35
Cu 30 - 749 36 - 89 13 - 673 30
Pb 125 - 50803 63 - 428 23 - 290 35
Zn 580 - 7541 115 - 795 63 - 110 90
Hg 0,09 - 1,01 0,19 - 0,55 0,09 - 4,90 0,06

13
Theo các tác giả thì bãi thải đuôi quặng ở đây là nguồn điểm gây ô nhiễm các
kim loại cho đất ở các khu vực xung quanh. Hàm lượng các kim loại cao trong đất
trang trại là do sự phát tán kim loại bởi gió, bởi nước từ các bãi quặng đuôi. Đa số cây
trồng ở các khu đất bị nhiễm kim loại đã bị nhiễm As và Zn ở mức cao.
P.A. Shelmerdine và cs. (2004) cho biết ở nhiều vùng khai thác khoáng sản của

Anh đất bị nhiễm kim loạ
i nặng ở mức đáng lo ngại (Xem bảng1.2)
Bảng 1.2. Hàm lượng kim loại nặng (mg/kg) trong đất của một số mỏ tại Anh
Nguyên
tố
Mỏ chì Cumbria
Mỏ thiếc, đồng
Cornwall
Mỏ đồng
Devon
Hàm lượng trung
bình trong đất ở
Anh (mg/kg)
As 127,7-366,8 280,7-2331,6 87,5-1246.8 10,4
Cu 283,5-2637,6 399,7-3588,8 512,6-2696,7 23
Cd 1,2-69,0 ND-1,7 ND 0,8
Pb 5704,8-19436,9 37,7-1638,7 53,5-450,6 74
Zn 794,4-20972,3 190,6-759,2 28,6-515,3 97
Các nhà khoa học Viện nghiên cứu Địa lý và Tài nguyên thiên nhiên, Viện Hàn
lâm khoa học Bắc Kinh, Trung Quốc đã phát hiện đất ở nhiều khu vực có chứa As ở
mức cao như ở vành đai vàng là 1342mg/kg và ở vành đai thuỷ ngân là 509mg/kg [39].
Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại do mỏ gây ra cũng rất phức tạp và giá
cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết vấn đề này hiện nay còn gặp rất nhi
ều khó
khăn [42].
1.3. Về tình hình ô nhiễm KLN ở Việt Nam
Nằm ở khu vực Đông Nam Châu Á, Việt Nam là nước có nguồn tài nguyên
khoáng sản phong phú, đa dạng và là nguồn nguyên liệu, tiềm năng quí của quốc gia.
Tuy vậy, công nghiệp khai khoáng đã làm suy kiệt các nguồn tài nguyên thiên nhiên,
suy thoái môi trường, thể hiện ở các vấn đề môi trường đất, nước, không khí, rừng, đa

dạng sinh học, Theo đánh giá của các chuyên gia, công nghiệp khai thác mỏ đang gây
ô nhiễm và suy thoái môi tr
ường đất ở mức độ nghiêm trọng nhất [9, 15].
Ô nhiễm kim loại nặng trong đất hiện nay tại các mỏ đã và đang khai thác ở
Việt Nam là một thực tế đáng báo động. Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt,
nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm các kim loại nặng có nguồn gốc công nghiệp như
niken, crôm, chì, arsen, đồng, selen, thuỷ ngân, cadimi, là thực tế và cần sớm có giả
i

14
pháp xử lí. Nhiều kim loại nặng rất độc đối với người và môi trường cho dù ở nồng độ
rất thấp.
Tác động của các kim loại nặng tới môi trường có thể được chia ra làm 4 nhóm
như sau:
1. Làm ô nhiễm nặng nề đất, nước mặt và nước ngầm.
2. Tác động xấu tới chất lượng hệ thống cống rãnh,
3. Ảnh hưởng xấu tới quá trình xử lí sinh học,
4. Độ
c hại đối hệ động, thực vật và ảnh hưởng xấu tới sức khoẻ con người thông
qua chuỗi dinh dưỡng.
Khi khảo sát một số khu vực trồng rau ở Hà Nội và Hưng Yên, Đặng Thị An và
cs [3] cho thấy lượng kim loại từ đất xâm nhập vào cây rau phụ thuộc vào rất nhiều
yếu tố, trong đó phải kể đến tính chất của nền đất, bản chấ
t hoá học của kim loại và bản
chất sinh học của cây. Rau muống thu từ những nền đất có hàm lượng các kim loại độc
hại cao luôn chứa các kim loại này ở mức cao có thể gây ảnh hưởng xấu đến sức khỏe
người tiêu dùng. Trong các đề tài nghiên cứu khác [4,5,6] tác giả đã thu được các số
liệu hay về sự phân bố của KLN trong các bộ phận của cây, về khả năng chống chịu
của cây đối với KLN cũng như khả năng sử dụng sinh vật tích tụ KLN để giám sát ô
nhiễm,

Các tác giả trên đã đề xuất biện pháp làm sạch ô nhiễm kim loại trong đất bằng
cách sử dụng một số cây làm cảnh có khả năng tích tụ một hay vài kim loại độc hại ở
mức cao như cúc su si, ngũ gia bì,…[6].
Cho đến nay tại Việt Nam kết quả thăm dò địa chấ
t đã phát hiện được khoảng
5000 mỏ và điểm quặng, khoảng 1000 mỏ đã và đang được tổ chức khai thác. Riêng
diện tích chiếm đất đối với một số mỏ khoáng sản kim loại đã ngừng khai thác lên tới
3749 ha [15]. Số lượng mỏ đang hoạt động trên cả nước là gần 900, trong đó mỏ
khoáng sản kim loại là 90. Chỉ tính riêng diện tích đất đã sử d
ụng trong khai thác thiếc
là trên 300ha, trong khi đó diện tích được hoàn thổ chỉ là 55,8 ha, chiếm gần 20%.
Tuy nhiên, đất đã được hoàn thổ thì chất lượng kém chưa đáp ứng cho việc
canh tác. Như kết quả phân tích đất trồng lá ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương, Tuyên
Quang có hàm lượng As là 642mg/kg, Cu là 235mg/kg [12], trong khi tiêu chuẩn đặt ra
tương ứng là 25 mg/kg và 50mg/kg (TCVN 7209-2002). Trước đó, Nguyễn Văn Bình
và cs. [15] khi nghiên cứu sự phân bố của kim loại nặng As, Pb, Bi, Sn, Cu, Cd, Fe, W
trong khu v
ực mỏ thiếc đang khai thác tại Sơn Dương, Tuyên Quang đã xác định sự có
mặt của các kim loại này trong các mẫu đất, nước, bùn thải ven suối cao hơn tiêu chuẩn
cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường.
Vấn đề ô nhiễm kim loại nặng ở khu vực khai thác khoáng sản đã được nhắc tới
nhiều, bởi nó không chỉ gây tác hại ở một khu vực mà có thể lan rộng sang các vùng
khác. Tuy nhiên, cho đến nay chưa có công trình nào có s
ố liệu hoàn chỉnh về mức độ
nhiễm kim loại nặng ở một vùng mỏ nào. Các số liệu về đất ô nhiễm kim loại nặng đã
xuất hiện lẻ tẻ và tập trung vào khu vực làng nghề và các khu chịu ảnh hưởng của công

15
nghiệp hoá chất, sơn,…song cũng chỉ có thể dùng để tham khảo vì nhìn chung độ tin
cậy chưa cao.

Theo UBND tỉnh Thái Nguyên [21], hiện Thái Nguyên đã phát hiện và đánh giá
177 điểm quặng và mỏ bao gồm đá vôi, đất sét, than đá, quặng sắt, đá đônomit, quặng
titan, volfram, quặng chì, thiếc vàng. Một số địa điểm tập trung là Đại Từ, Đồng Hỷ,
Phú Lương và Võ Nhai. Đến tháng 9/2004 có 45 điểm đã đưa vào khai thác quy mô
công nghi
ệp. Mặc dù đem lại nhiều lợi ích kinh tế nhưng do công nghệ lạc hậu, không
có hệ thống xử lý hoặc chỉ xử lý sơ bộ nên việc khai thác mỏ đã gây ô nhiễm môi
trường nghiêm trọng bởi kim loại nặng trong đó có môi trường đất, nước.
Tại huyện Đại Từ các hoạt động khai thác thủ công tại địa phương đã tạo ra một
lượng đáng kể các chấ
t thải quặng đuôi và đá thải. Quặng thiếc (caxiterit) trong các
mạch trải rộng trong khu vực cũng chứa một lượng sunfua phong phú, mà chủ yếu là
arsenopirrit- nguồn gây ô nhiễm asen vào hệ sinh thái địa phương. Đá thải tạo axít đã
được sử dụng để làm vật liệu đắp đường và nền nhà của người dân địa phương. Các đá
này hiện đang rò rỉ kim loại như arsen lên trên bề mặt và vào các nguồn nướ
c ngầm và
sẽ tiếp tục là vấn đề môi trường nan giải trừ khi có một biện pháp khắc phục được tiến
hành. Kết quả phân tích một số mẫu đá thải cho thấy hàm lượng As trung bình đạt tới
5000 mg/kg, vượt nhiều lần tiêu chuẩn cho phép. Hàm lượng các KLN khác trong mẫu
cũng rất cao (Cu- 1260 mg/kg; Pb- 105 mg/kg; Cd- 0,5 mg/kg; Se- 17 mg/kg, ) [21].
Hàm lượng trong nước ngầm tại khu vực này từ 0,068 – 0,109mg/l vượt tiêu
chuẩn cho phép từ 1,7 – 8,2 lần. Nhiều khu v
ực nước ngầm có nồng độ pH thấp dưới
mức tiêu chuẩn cho phép và có biểu hiện ô nhiễm Fe, Mn Kết quả nghiên cứu về sức
khỏe sinh sản của phụ nữ sống quanh khu vực Công ty Luyện kim màu Thái Nguyên
cho thấy đối tượng có hàm lượng chì và asen trong máu cao dẫn tới nguy cơ sẩy thai
gấp 1,8 lần, thai chết lưu gấp 4,3 lần so với bình thường [21].
1.4. Các phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất

Việc x

ử lý đất chứa KLN hết sức phức tạp và thường không triệt để do tính
chất của đất bị thay đổi khi liên kết với KLN. Có nhiều phương pháp xử lý đất như:
cơ học, vật lý, hoá học, sinh học…Tuỳ thuộc vào đặc điểm tính chất của từng loại đất
mà chọn phương pháp cho phù hợp như: rửa đất, bê tông hoá, đào đất bị ô nhiễm
chuyển đế
n nơi chôn lấp thích hợp, kết tủa hoá học, ôxy hoá khử, phản hấp phụ ở
nhiệt độ thấp, xử lý nhiệt, trao đổi ion, bốc hơi…[46].
1.4.1. Phương pháp cơ học
Trên thực tế, phương pháp này không có khả năng loại bỏ hoàn toàn KLN. Tuy
nhiên, nó làm hạn chế khả năng thấm ngấm của KLN vào hệ thống nước ngầm.
Phương pháp chôn lấp tại chỗ được đánh giá là an toàn nhấ
t bằng cách xây đập bê tông
chặn xung quanh. Đối với khu vực gần dân cư và đất canh tác thì đất ô nhiễm phải
được đào và vận chuyển đến nơi chôn lấp tập trung. Phương pháp này có nhược điểm

16
là không những chi phí cao (400.000 USD/0,4 ha), cần diện tích lớn, đất không được
tái sử dụng mà nó còn gây nguy hiểm trong suốt quá trình vận chuyển [44].
1.4.2. Phương pháp vật lý và hoá học
Nhóm phương pháp này đang được sử dụng rộng rãi trong việc kiểm soát và
làm giảm bớt mức độ ô nhiễm KLN trong đất. Các phương pháp thường dùng là:
- Điện động học liên quan đến sự di chuyển KLN thông qua một điện trường
được phát sinh từ các điện cực trong đấ
t. Kỹ thuật này có hiệu quả xử lý đất sét bị ô
nhiễm KLN: Pb, Cr, Cu, Zn và thường kết hợp với phương pháp sinh học.
- Rửa đất: Phương pháp này được dùng phổ biến ở Đan Mạch, Đức, Hà Lan…
Đất được phân loại sau đó được rửa bằng nước có thể bổ sung thêm axit hoặc bazơ.
KLN được giải phóng từ bề mặt đất vào nước cùng với các hợp chất hữu cơ cao phân
t
ử. Kỹ thuật này phù hợp để xử lý đất chứa nhiều cát và sỏi. Sau xử lý vẫn còn một

lượng KLN tồn dư trong đất.
- Xử lý nhiệt: Phương pháp này dựa vào phản ứng đốt cháy các hợp chất để tạo
thành CO
2
và nước. Đất được đào lên và đốt ở nhiệt độ cao thường từ 600
0
C-1700
0
C,
KLN sẽ bị tách khỏi liên kết với đất, thu hồi KLN với tro và đem chôn. Phương pháp
này cũng hữu hiệu trong việc xử lý các KLN dễ bay hơi như Hg.
- Cố định các chất ô nhiễm: Phương pháp này dựa vào các phản ứng ôxy hoá
khử, phản ứng tạo kết tủa, phản ứng trung hoà, keo tụ hay phân huỷ các chất độc
hại. Ví dụ việc sử dụng các hợp chất chelat như: bổ sung phôtphat vào đấ
t bị ô
nhiễm Pb phôtphat sẽ liên kết với Pb để chuyển Pb thành dạng kém linh động trơ về
mặt hoá học trong đất. Có thể sử dụng thuốc thử Dichloromethane để nhận biết sự
kết thúc của phản ứng hoá học. Phương pháp này được dùng để xử lý đất ô nhiễm
Na, Al, Zn nhưng thường gây ảnh hưởng đến môi trường do lượng thuốc thử dư tồn
tại trong đất.
Nhìn chung các ph
ương pháp truyền thống trên có hiệu quả xử lý cao nhưng
chi phí đầu tư lớn. Đất sau xử lý vẫn còn chứa một lượng kim loại nhất định và có
thể ảnh hưởng tới môi trường. Hơn nữa phương pháp này còn tỏ ra kém hiệu quả
khi nồng độ kim loại trong đất thấp và mức độ phân tán của kim loại lớn. Trong
những trường hợp này thì sử dụng biện pháp sinh học là một giả
i pháp tối ưu [47].
1.4.3. Phương pháp sinh học
Xử lý đất chứa kim loại nặng bằng biện pháp sinh học đang trở thành một
hướng đi đầy triển vọng. Phương pháp này dựa trên nguyên tắc sử dụng một số loài vi

sinh vật và thực vật sử dụng kim loại như là thành phần vi lượng trong quá trình phát
triển sinh khối tự nhiên của chúng.

17
1.4.3.1. Xử lý bằng vi sinh vật
Hiện nay, người ta đã tìm thấy rất nhiều loài vi sinh vật và thực vật có khả năng
tích luỹ một lượng lớn kim loại nặng trong tế bào của chúng. Chẳng hạn như vi khuẩn
Bacillus có khả năng hấp thụ tới 178 mg Cr/g sinh khối khô. Vi khuẩn Alcaligenes
eutrophus CH34 được sử dụng để xử lý đất cát ô nhiễm Cd, Zn và Pb. Sau khi xử lý,
hàm lượng Cd giảm từ 21 mg/kg xuống 3,3 mg/kg, Zn từ 1070mg/kg xu
ống 172mg/kg,
Pb giảm từ 459mg/kg xuống 74mg/kg [79]. Sự hấp phụ sinh học để loại bỏ và thu hồi
kim loại cũng đang trở thành một hướng đi đầy tiềm năng. Kĩ thuật này sử dụng sinh
khối vi sinh vật đã bị chết hoặc bị bất hoạt có khả năng hấp phụ kim loại lên bề mặt.
Các cơ chế của quá trình này gồm có trao đổi ion, cố đị
nh, hấp phụ và bẫy ion vào
mạng lưới cấu trúc polysaccharide của vi sinh vật. Do vi sinh vật có diện tích bề mặt tế
bào lớn, chẳng hạn như tảo: Oscillatoria, Anabaena, Eudorina, nấm Aspergillus và vi
khuẩn Pseudomonas nên có thể hấp phụ một lượng lớn kim loại lên bề mặt của chúng
và đạt tốc độ xử lý nhanh [31].
Vi khuẩn Pseudomonas aeruginosa PU21 được cố định trong alginat canxi để
tách Pb, Cu, Cd và Hg rất có hiệ
u quả. Một số nhóm vi sinh vật có khả năng tích luỹ tốt
các kim loại nặng. Hiệu quả sử dụng bùn hoạt tính để xử lí kim loại nặng phụ thuộc
nhiều vào chính khả năng thích ứng của các vi khuẩn đối với các kim loại này và khả
năng tạo bông của chúng. Người ta cho rằng các polyme ngoại bào (bao gồm các
polysacarít, protein, axít nucléic) đóng vai trò then chốt trong quá trình tạo bông của
các vi khuẩn hiếu khí này. Nghiên cứu của Cheng và cs. (1975) cho thấy các vi sinh vậ
t
trong bùn hoạt tính có khả năng loại 95-97 % Pb, 81-84 % Cu, 74-86 % Cd và 47-59 %

Ni khi nồng độ các kim loại này trong nước thải đạt 2-25 mg/L.
1.4.3.2. Xử lý bằng thực vật
Làm sạch đất ô nhiễm là một quá trình đòi hỏi công nghệ phức tạp và vốn đầu
tư cao. Hầu hết các phương pháp hoá học hoặc vật lý truyền thống nói trên đều rất tốn
kém về kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích, G
ần đây, nhờ những
hiểu biết về cơ chế hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu và loại bỏ chất ô nhiễm 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 đặc biệt. Thực ra 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. Cho đến nay, việc sử dụng thực vật để xử lý các chất ô
nhiễm đã được ứng dụng ở nhiều nơi và áp dụng cho nhi
ều loại chất ô nhiễm. Giải
pháp công nghệ này bao gồm một số quá trình cơ bản như sau [50,52,57]:
- Chuyển hoá chất ô nhiễm (Phyto-transformation): Áp dụng cho nước và đất bị
ô nhiễm bởi các chất thải hữu cơ giàu amoni, phosphat, thuốc trừ cỏ, perclorat Các
loại thực vật dùng cho quá trình này là cây dương, liễu, cỏ linh lăng, thực hiện cố định
các chất ô nhiễm và biến đổi chúng trong quá trình trao đổi chất của mình.

18
- Xử lý bằng vùng rễ (Rhizosphere remediation): Áp dụng cho đất hoặc bùn lắng
bị ô nhiễm bởi các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học như BTEX, TPH,
PAHs, PCBs và thuốc bảo vệ thực vật. Các loài được dùng cho công nghệ này là cỏ có
rễ sợi (cỏ đuôi trâu), cây sản xuất các hợp chất phenol (dâu tằm, táo), thực vật thủy
sinh. Các loài thực vật này tiết ra các chất để kích thích các vi sinh vật vùng rễ như
nấ
m men, nấm, vi khuẩn phát triển và phân giải các chất ô nhiễm qua quá trình trao đổi
chất của chúng.

- Công nghệ cố định các chất ô nhiễm (Phytostabilization): Công nghệ này được
áp dụng để xử lý đất ô nhiễm bởi KLN và các chất hữu cơ kị nước bằng cách sử dụng
các loài cỏ có rễ sợi, ưa nước ngầm hấp thụ hay hấp phụ các chất ô nhiễm vào rễ làm
giảm khả năng di độ
ng của chúng trong môi trường.
- Công nghệ chiết suất bằng thực vật (Phytoextraction): là quá trình sử dụng
thực vật để hấp thụ các chất ô nhiễm như KLN ở đất vào trong rễ và vận chuyển chúng
lên các bộ phận khác của cây. Tại đó, chất ô nhiễm được tích lũy và có thể được thu
hồi lại sau khi xử lý sinh khối. Một số loài thực vật đã được sử dụng cho công nghệ
này như cây cải xanh (Brassica juncea), hướng dương (Helianthus spp) dùng để xử lý
đất ô nhiễm các KLN (Pb, Ni, Cd, Zn, Cu) ở mức nhẹ.
- Công nghệ lọc bằng rễ (Rhizo-filtration): Quá trình này dựa trên khả năng hút
và giữ các chất ô nhiễm bởi hệ rễ của các thực vật thủy sinh để xử lý nước thải có chứa
KLN, chất phóng xạ, hợp chất hữu cơ kị nước và chất nổ (RDX).
- Công nghệ bay hơ
i qua lá cây (Phyto-volatilization): Sử dụng một số loài thực
vật như cây cải xanh (Brassica juncea), một số cây ngập nước để loại bỏ As, Se, Hg,
các hợp chất hữu cơ kị nước bay hơi (VOCs) khỏi đất và bùn lắng. Thông qua hoạt
động sống của thực vật, các chất ô nhiễm được hấp thụ và biến đổi thành dạng hơi và
thoát ra không khí.
Có 3 nhóm thực vật chính hiện nay dùng cho xử lý KLN trong đất là:
Nhóm thực v
ật thông thường: Nhóm thực vật này gồm những loài cây không có
khả năng tích tụ KLN trong cơ thể chúng. Khi nồng độ KLN trong đất tăng cao, ở
chúng xuất hiện những cơ chế không cho KLN xâm nhập vào rễ để đi vào cơ thể như
thay đổi tính thấm màng tế bào, thay đổi khả năng liên kết kim loại của màng tế bào
hay rỉ ra nhiều chất tạo phức với kim loại. Chỉ đến khi nồng
độ KLN trong đất vượt
ngưỡng chịu đựng của chúng thì nồng độ KLN trong cơ thể mới tăng lên.
Nhóm thực vật chỉ thị: Là những loài thực vật chủ động tích tụ kim loại bên

trong cơ thể và nồng độ kim loại trong cơ thể chúng thường phản ánh nồng độ kim loại
trong đất.
Nhóm thực vật tích tụ kim loại: Là những loài thực vật có khả năng tích tụ kim
loại với nồng độ lớn hơn nhiều nồng độ của chúng trong đất.




19
1.5. Xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng thực vật
1.5.1. Các loài thực vật có khả năng xử lý ô nhiễm
Hiện nay các nhà khoa học trên thế giới đang phát triển nhiều loại công nghệ
khác nhau để xử lý dạng ô nhiễm này, trong đó nhấn mạnh tới vai trò của một số chủng
vi sinh vật và đặc biệt các loài thực vật siêu hấp thụ kim loại [53].
Thực vật có nhiều cách phản ứ
ng 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 thu và tích lũy các kim loại này trong các bộ ph
ận khác nhau của
chúng [70].
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
[64,65,70]. Tuy nhiên, hầu hết các loài thực vật có khả năng tích lu
ỹ 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. Dưới đây xin liệt kê một số phương pháp.
1- Phương pháp làm giảm nồng độ kim loại trong đất b
ằng 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
thi
ết. 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.
2- 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 nhiễ
m nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại khuếch
tán rộng ra và vào trong các chuỗi thức ăn.
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 biế
t 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 ho
ặc
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 [85, 86].
Nhiều công trình khoa học đã chỉ ra rằng các loài thực vật siêu tích luỹ kim loại
có các đặc điểm sau: