Đánh giá khả năng xử lý chì trong đất của cây dương xỉ tại xã tân triều, huyện thanh trì, hà nội trên mô hình thí nghiệm

TRƯỜNG ĐẠI HỌC LÂM NGHIỆP
KHOA QUẢN LÝ TÀI NGUYÊN RỪNG VÀ MƠI TRƯỜNG
-------------------------

KHĨA LUẬN TỐT NGHIỆP
ĐÁNH GIÁ KHẢ NĂNG XỬ LÝ CHÌ TRONG ĐẤT CỦA CÂY
DƯƠNG XỈ TẠI XÃ TÂN TRIỀU, HUYỆN THANH TRÌ, HÀ NỘI
TRÊN MƠ HÌNH THÍ NGHIỆM
NGÀNH

: QUẢN LÝ TÀI NGUYÊN VÀ MÔI TRƯỜNG

MÃ SỐ

: 7850101

Giáo viên hướng dẫn

: PGS.TS. Bùi Xuân Dũng
: PGS.TS. Phùng Văn Khoa

Sinh viên thực hiện

: Trần Thị Phương Thảo

Mã sinh viên

: 1753150011

Lớp

: K62 QLTN&MT

Khóa học

: 2017 - 2021

Hà Nội, 2021


LỜI CẢM ƠN
Với lòng biết ơn chân thành và sự tri ân sâu sắc đối với các thầy cô của
trường Đại học Lâm nghiệp Việt Nam, đặc biệt là các thầy cô khoa Quản lý tài
nguyên rừng và môi trường của trường đã tận tình truyền đạt kiến thức trong
những năm em học tập. Với vốn kiến thức được tiếp thu trong q trình học
khơng chỉ là nền tảng cho q trình nghiên cứu khoa học mà cịn là hành trang
quý báu để em bước vào đời một cách vững chắc và tự tin. Và em cũng xin chân
thành cám ơn PGS.TS. Bùi Xuân Dũng và PGS.TS. Phùng Văn Khoa đã nhiệt
tình hướng dẫn hướng dẫn em hồn thành tốt khóa luận tốt nghiệp của mình.
Em chân thành cảm ơn các thầy cô của Trung tâm quan trắc và phân tích
Trường Đại học Lâm Nghiệp, ban giám đốc, cán bộ, nhân viên tại Trung tâm
kiểm nghiệm NATEX đã cho phép, tạo điều kiện thuận lợi để em phân tích mẫu
của mơ hình thí nghiệm và đạt được kết quả đáng tin cậy cho bài báo cáo khóa
luận này.
Trong q trình làm báo cáo, khó tránh khỏi sai sót, rất mong các thầy, cơ
bỏ qua. Đồng thời do trình độ lý luận cũng như kinh nghiệm thực tiễn còn hạn
chế nên bài báo cáo khơng thể tránh khỏi những thiếu sót, em rất mong nhận
được ý kiến đóng góp thầy, cơ để em học thêm được nhiều kinh nghiệm và đạt
được kết quả tốt cho bài khóa luận tốt nghiệp của mình.
Em xin chân thành cảm ơn!

i


MỤC LỤC
LỜI CẢM ƠN ....................................................................................................... i
MỤC LỤC ............................................................................................................. ii
DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT ..................................................................... iv
DANH MỤC BẢNG ............................................................................................. v
DANH MỤC HÌNH ............................................................................................. vi
DANH MỤC BIỂU ĐỒ ...................................................................................... vii
ĐẶT VẤN ĐỀ ....................................................................................................... 1
CHƯƠNG I TỔNG QUAN VỀ VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU .................................. 4
1.1. Tổng quan về ơ nhiễm chì trong đất ............................................................. 4
1.1.1. Tình hình ơ nhiễm chì trên thế giới và ở Việt Nam .................................... 4
1.1.2. Các hoạt động gây ra ơ nhiễm chì trong đất ............................................... 8
1.1.3. Ảnh hưởng của chì đến con người và mơi trường .................................... 10
1.2. Khả năng xử lý kim loại nặng của thực vật và cây Dương xỉ (Pityrogramma
calomelanos L.) ................................................................................................... 15
1.2.1. Sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng .............................. 15
1.2.2. Một số nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong đất trên
Thế giới và Việt Nam .......................................................................................... 18
1.2.3. Cây Dương xỉ và nghiên cứu về khả năng xử lý kim loại ........................ 21
Chương 2 MỤC TIÊU – ĐỐI TƯỢNG – NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG
PHÁP NGHIÊN CỨU ....................................................................................... 24
2.1. Mục tiêu nghiên cứu của đề tài .................................................................... 24
2.1.1. Mục tiêu chung .......................................................................................... 24
2.1.2. Mục tiêu cụ thể .......................................................................................... 24
2.2. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ................................................................ 24
2.2.1. Đối tượng nghiên cứu................................................................................ 24
2.2.2. Phạm vi nghiên cứu ................................................................................... 24

2.3. Nội dung nghiên cứu .................................................................................... 25
2.4. Phương pháp nghiên cứu .............................................................................. 25
2.4.1. Xác định hàm lượng kim loại nặng (Pb) trong đất tại khu vực thu gom và
tái chế phế liệu tại xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội. .............................. 25
2.4.2. Đánh giá được hiệu quả xử lý ơ nhiễm chì trong đất của cây dương xỉ. .. 28

ii


Chương 3 ĐẶC ĐIỂM ĐIỀU KIỆN TỰ NHIÊN – KINH TẾ XÃ HỘI KHU
VỰC NGHIÊN CỨU .......................................................................................... 34
3.1. Điều kiện tự nhiên xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội ....................... 34
3.1.1. Địa hình ..................................................................................................... 34
3.1.2. Khí hậu ..................................................................................................... 35
3.2. Tình hình kinh tế - xã hội khu vực xã Tân Triều ......................................... 35
Chương 4 KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN ................................. 37
4.1. Đánh giá mức độ ô nhiễm chì của đất dùng trong mơ hình thí nghiệm....... 37
4.2. Đánh giá hiệu quả xử lý ơ nhiễm chì trong đất của cây dương xỉ trong mơ
hình thí nghiệm.................................................................................................... 38
4.2.1. Đánh giá đặc điểm sinh trưởng của cây dương xỉ trong mơ hình ............. 38
4.2.2. Đánh giá khả năng hấp thụ chì của cây dương xỉ trong mơ hình ............. 42
4.2.3. Thảo luận kết quả ...................................................................................... 44
4.3. Đề xuất phương án sử dụng cây dương xỉ để xử lý ô nhiễm chì trong đất lại
làng nghề tái chế phế liệu xã Tân Triều. ............................................................. 47
4.3.1. Phương án sử dụng cây Dương xỉ để xử lý ơ nhiễm chì trong đất ........... 47
4.3.2. Cải tạo đất để có thể trồng cây .................................................................. 48
4.3.3. Biện pháp làm tăng hấp thu kim loại ........................................................ 48
4.3.4. Cây giống sử dụng cho quy trình .............................................................. 48
4.3.5. Số lượng cây trồng .................................................................................... 49
4.3.6. Nhân giống ................................................................................................ 49

4.3.7. Trồng và chăm sóc .................................................................................... 49
4.3.8. Thu hoạch .................................................................................................. 50
4.3.9. Quản lý sinh khối thực vật sau khi xử lý ô nhiễm một cách chăt chẽ ...... 50
4.3.10. Phạm vi áp dụng và hạn chế.................................................................... 51
4.3.11. Những nghiên cứu cần theiest bổ sung ................................................... 51
Chương 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ............................................................ 52
5.1. Kết luận ........................................................................................................ 52
5.2. Tồn tại của nghiên cứu ................................................................................. 52
5.3. Kiến nghị ...................................................................................................... 53
TÀI LIỆU THAM KHẢO
PHỤ BIỂU

iii


DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT
BTNMT:

Bộ Tài nguyên và Môi trường

KLN:

Kim loại nặng

KHCN:

Khoa học cơng nghệ

QCVN:

Quy chuẩn Việt Nam

TB:

Trung bình

TCVN:

Tiêu chuẩn Việt Nam

TCCP:

Tiêu chuẩn cho phép

VSV:

Vi sinh vật

iv


DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Hàm lượng chì trong đất của một số quốc gia ...................................... 4
Bảng 1.2. Giới hạn tối đa hàm lượng tổng số của chì trong tầng đất mặt ........... 9
Bảng 1.3. Hàm lượng chì trong cơ thể sinh vật đáy............................................ 14
Bảng 1.4. Một số nghiên cứu về thực vật siêu hấp thụ trên thế giới .................. 19
Bảng 1.5. Sinh khối và hàm lượng Pb tích lũy trong sinh khối của từng nồng độ
trong thí nghiệm chống chịu ............................................................................... 23
Bảng 4.1: Kết quả phân tích hàm lượng chì trong đất sử dụng cho mơ hình ..... 37
Bảng 4.2: Số liệu đặc điểm sinh trưởng của cây ................................................. 38

Bảng 4.3: Kết quả phân tích hàm lượng chì có trong mẫu đất và cây của mơ
hình thí nghiệm.................................................................................................... 42
Bảng 4.4: Kết quả phân tích hàm lượng chì có trong cây của mơ hình thí
nghiệm ................................................................................................................. 43

v


DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1. Tác động của chì đến sức khỏe con người .......................................... 12
Hình 1.2. Cây dương xỉ Pityrogramma calomelanos .......................................... 22
Hình 2.1. Sơ đồ vị trí lấy mẫu tại làng nghề tái chế phế liệu xã Tân Triều ........ 26
Hình 2.2. Sơ đồ lấy mẫu đất tổng hợp ................................................................ 27
Hình 2.3. Mơ hình thí nghiệm trồng cây dương xỉ ............................................. 29
Hình 3.1. Bản đồ vị trí xã Tân Triều ................................................................... 34
Hình 4.1: Sự sinh trưởng của cây Dương xỉ qua các mốc thời gian ................... 39

vi


DANH MỤC BIỂU ĐỒ
Biểu đồ 4.1. Hàm lượng chì trong đất dùng cho mơ hình thí nghiệm ................ 37
Biểu đồ 4.2: Đặc điểm sinh trưởng chiều cao của cây dương xỉ trong mơ hình
theo thời gian ....................................................................................................... 39
Biểu đồ 4.3: Đặc điểm tăng trưởng chiều dài rễ của cây dương xỉ trong mơ hình
theo thời gian ....................................................................................................... 40
Biểu đồ 4.4: Đặc điểm tăng trưởng khối lượng của cây dương xỉ trong mơ hình
theo thời gian ....................................................................................................... 41
Biểu đồ 4.5. Kết quả nghiên cứu khả năng xử lý hàm lượng Pb trong đất của mơ
hình thí nghiệm.................................................................................................... 42

Biểu đồ 4.6. Hiệu suất hấp thu chì của thân, lá và rễ cây dương xỉ
theo thời gian ...................................................................................................... 44
Biểu đồ 4.7. Hiệu suất xử lý của một số lồi cây có khả năng tích lũy Pb ......... 46

vii


ĐẶT VẤN ĐỀ
Hiện nay, ô nhiễm kim loại nặng đang xảy ra khơng chỉ ở Việt Nam mà
trên tồn thế giới, đem đến những tác động xấu tới hệ sinh thái và con người. Ở
nước ta, sự phát triển của nền kinh tế dẫn đến sự gia tăng phương tiện giao
thông, phát triển công nghiệp và nông nghiệp là một trong những nguyên nhân
gây ô nhiễm phức tạp (CO, CO2, As, Pb)… Trong đó ơ nhiễm Chì (Pb) được
các tổ chức môi trường quan tâm hơn cả và đầu tư nghiên cứu để tìm những lồi
thực vật có khả năng giải ô nhiễm Pb trong đất là một công việc cấp bách và cần
thiết. Các nguồn gây ô nhiễm môi trường gồm có khai thác mỏ, luyện kim, các
hoạt động sản xuất và tái chế, và ở một số nước, tình trạng sử dụng liên tục sơn
pha chì và xăng pha chì.
Các nhà nghiên cứu khoa học đã chứng minh chỉ cần hàng ngày cơ thể
hấp thụ từ 1 mg chì trở lên, sau một vài năm, sẽ có những triệu chứng đặc hiệu:
hơi thở thối, sưng lợi với viền đen ở lợi, da vàng, đau bụng dữ dội, táo bón, đau
khớp xương, bại liệt chi trên (tay bị biến dạng), mạch yếu, nước tiểu ít, trong
nước tiểu có poephyrin, phụ nữ dễ bị sảy thai.
Theo kết quả khảo sát điều tra, làng nghề tái chế chất thải xã Tân Triều,
huyện Thanh Trì chủ yếu các hộ làm các nghề thu gom, tái chế hàng phế liệu,
lông vũ, dệt thổ cẩm, sản xuất chỉ… Điển hình là ở thơn Tân Triều, xã Triều
Khúc, trong số những nghề phụ truyển thống đã và đang đem lại thu nhập cao
cho nông dân thì nghề dệt, nhuộm; thu gom và tái chế phế liệu, lông vũ lại đang
tiềm ẩn nhiều nguy cơ gây ô nhiễm môi trường. Tuy nhiên đây chỉ là các hộ thu
gom và tái chế tại nhà. Các cơ sở này khơng có giấy phép hoạt động của nhà

nước. Mọi hoạt động diễn ra ngay tại khu dân cư gây ô nhiễm môi trường rất
nguy hiểm. Các nhà máy, công trình xây dựng, xưởng gia cơng có rất nhiều loại
sắt vụn phế liệu thải bỏ trong quá trình sản xuất. Ví dụ như sắt, nhơm, đồng,
thép, inox, hợp kim… Kể cả các loại máy móc sử dụng trong cơng nghiệp đã cũ
hỏng đều có thể được thu mua để tái chế

1


Công nghệ sử dụng thực vật xử lý ô nhiễm đang trở thành một giải pháp
có tính khả thi cao đối với các nước đang phát triển nhờ vào chi phí xử lý thấp
và thân thiện mơi trường. Đây là hướng đi bền vững, lâu dài và hiệu quả nhờ ưu
điểm so với các phương pháp khác là đất sau khi được cải tạo vẫn có thể trồng
cây hồn tồn bình thường. Tại địa điểm tiến hành xử lý, chất ô nhiễm ít lan
truyền sang địa điểm khác. Sự phát triển của thực vật trên địa điểm xử lý cũng
giảm được sự xói mịn đất do gió và nước từ đó ngăn ngừa sự lan truyền các
chất ơ nhiễm.
Xử lí bằng thực vật (Phytoremedation) hay sử dụng thực vật để làm sạch
đất bị nhiễm kim loại là một công nghệ mới được nghiên cứu trong những năm
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, (Salt et al., 1995; Bert et al., 2000,
2001). Cơng nghệ này ngày càng phát triển nhờ vào tính hiệu quả, kinh tế và
tránh được những hậu quả phụ so với các kĩ thuật khác (Lasat, 2002) . Đất sau
khi được cải tạo bằng vẫn có thể trồng cây hồn tồn bình thường. Sự phát triển
của thực vật tại địa điểm xử lí cũng giảm được sự sói mịn đất do gió và nước, từ
đó ngăn ngừa sự lan truyền các chất ô nhiễm.
Hiện nay dương xỉ, đặc biệt là loài dương xỉ Pteris vittata L., đang là đối
tượng rất được quan tâm trong nghiên cứu nhằm loại bỏ kim loại nặng ra khỏi
vùng đất ô nhiễm. Theo L.Q. Ma và cộng sự (2001), lồi dương xỉ Pteris vittata
có khả năng tích luỹ 14.500 ppm As mà chưa có triệu chứng tổn thương. Cây

này sinh trưởng nhanh, có sức chống chịu cao với As trong đất (As > 1500 ppm)
và chỉ bị độc ở nồng độ 22.630 ppm qua 6 tuần.
Đã có rất nhiều biện pháp được sử dụng để ngăn ngừa ô nhiễm, cải thiện
chất lượng môi trường, trong đó phương pháp sử dụng các lồi thực vật có khả
năng chống chịu và tích lũy chất ơ nhiễm là giải pháp thân thiện với môi trường,
đơn giản, dễ triển khai và hiệu quả về kinh tế. 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
2


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.
Ở Việt Nam, kết quả điều tra thu thập và phân tích các mẫu thực vật tại
một số vùng mỏ đã và đang khai thác tại Thái Nguyên cho thấy, ngồi khả năng
tích lũy cao As, dương xỉ Pteris vittata và Pityrogramma calomelanos L.cịn có
khả năng tích lũy một số kim loại như Mn, Cu, Fe, Zn và Pb.
Tuy nhiên, nghiên cứu về khả năng tích lũy kim loại nặng của cây dương
xỉ trên thế giới nói chung và ở Việt Nam nói riêng chủ yếu tập trung vào As.
Trên thực tế ô nhiễm kim loại nặng trong đất khơng chỉ có riêng As mà cịn có
nhiều kim loại nguy hiểm khác. Tuy rằng đã có nhiều bài nghiên cứu về giải
pháp để xử lý ô nhiễm kim loại trong đất tại khu vực nhưng vẫn còn khá nhiều
hạn chế, qua quá trình tìm hiểu nhận thấy việc xư lý các kim loại nặng trong đất
là một phương pháp tối ưu, phù hợp với điều kiện phát triển của nước ta, tiết
kiệm được chi phí và đặc biệt ít gây những tác động xấu đến môi trường về sau.
Xuất phát từ những lý do trên mà tôi chọn đề tài: “Đánh giá khả năng xử lý chì
trong đất của cây dương xỉ tại xã Tân Triều, huyện Thanh Trì, Hà Nội trên
mơ hình thí nghiệm” vừa là một minh chứng cho khả năng cải tạo đất của cây
dương xỉ nhằm cung cấp thêm những cơ sở khoa học về đặc tính xử lý kim loại

chì của lồi dương xỉ trong đất, đồng thời đưa ra những biện pháp kỹ thuật phù
hợp với điều kiện canh tác ở địa phương nhằm cải tạo, phục hồi diện tích đất bị
thối hóa và ơ nhiễm kim loại nặng. Kết quả chính của đề tài sẽ là cơ sở quan
trọng nhằm xác định khả năng tích lũy kim loại nặng trong đất của cây dương xỉ.

3


Chương I
TỔNG QUAN VỀ VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1.

Tổng quan về ô nhiễm chì trong đất

1.1.1. Tình hình ô nhiễm chì trên thế giới và ở Việt Nam
1.1.1.1. Tình hình ơ nhiễm chì trên thế giới
Hiện nay, tồn thế giới đang chạy đua phát triển công nghiệp, các nước
càng phát triển thì việc gây ơ nhiễm mơi trường có xu hướng càng cao hơn và
hàm lượng KLN trong môi trường cũng nhiều hơn.
Bảng 1.1. Hàm lượng chì trong đất của một số quốc gia
Quốc gia

Canada

Anh

Hà Lan

New ZeaLand

Mỹ

Nga

Nguồn phát sinh

Hàm lượng Pb (ppm)

Thuốc trừ sâu

4 - 888

Chế tạo Pb

355 – 8.750

Chế biến kim loại

291 – 12.120

Khai thác kim loại

1.050 – 28.000

Bên trong thành phố

56 – 1.650

Giao thông trong thành phố

1.976

Vườn ngoại ô

270 – 15.240

Bùn thải

80 – 254

Khai thác kim loại

47 – 12.500

Giao thông

360 – 1.210

Sơn

8.600

Vườn ngoại ô

1 – 10.900

Nấu quặng

560 – 11.450

Bùn thải

7.480

Đất bên đường

164 – 522

Chế biến kim loại

3.000
(Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)

4


Phần lớn nước có nền cơng nghiệp phát triển thì việc gây ơ nhiễm mơi
trường có xu hướng cao hơn và hàm lượng Pb trong đất ở những nước này cũng
nhiều hơn.
Nhiều nước Đông Âu trước đây đã phát triển công nghiệp theo công nghệ
cũ và sử dụng rất nhiều loại chế phẩm nông nghiệp nên môi trường đất và nước
ở nhiều vùng đã bị nhiễm KLN ở mức độ rất cao, cao hơn tiêu chuẩn cho phép
từ 1.000 – 10.000 lần [26].
Viện Blacksmith – Hoa Kỳ, một tổ chức nghiên cứu mơi trường quốc tế có
trụ sở tại New York (Mỹ), đã công bố danh sách 10 thành phố thuộc 8 nước
được coi là ô nhiễm nhất thế giới năm 2006, trong đó có thành phố Haina, ở
Cộng hịa Dominica (Châu Phi), nơi chuyên tái chế ắc quy chì. Năm 2000, Bộ
trưởng Bộ Tài nguyên và Môi trường Dominica đã xác định Haina là một điểm
nóng quốc gia về ô nhiễm chì với hàm lượng chì trong đất lớn hơn 1000 lần so
với tiêu chuẩn cho phép của Mỹ. Hơn 90% dân số của Haina có hàm lượng chì

trong máu cao, nồng độ trung bình của chì trong máu của cư dân ở đây là 60
µg/dL (tiêu chuẩn nồng độ chì cho phép trong máu của Mỹ là 10 µg/dL). Ước
tính có khoảng 300.000 người bị ảnh hưởng trực tiếp từ khu vực bị ơ nhiễm chì.
Theo Liên Hợp Quốc, dân số của Haina được coi là có mức nhiễm chì cao nhất
trên thế giới [15].
Đồng thời, Viện Blacksmith và một Tổ chức phi chính phủ của Indonesia
đã tiến hành điều tra, xác định hàm lượng chì trong đất tại các khu vực của làng
nghề Cinangka, phía tây Java, Indonesia, là nơi chuyên tái chế và nấu luyện chì
từ các bình ắc quy chì axit. Kết quả cho thấy nhiều địa điểm có hàm lượng chì
trong đất lớn hơn 200.000 ppm, cao gấp 500 lần so với tiêu chuẩn cho phép của
Mỹ [15].
Ở Châu Á là một trong những nơi có tình trạng ơ nhiễm kim loại nặng cao
trên thế giới, trong đó đặc biệt là Trung Quốc với hơn 10% đất bị ơ nhiễm chì,
tại Thái Lan theo Viện Quốc tế quản lý nước thì 154 ruộng lúa thuộc tỉnh Tak đã
nhiễm chì cao gấp 94 lần so với tiêu chuẩn cho phép. Tuy vậy, tại các nước phát
5


triển vẫn phải đối mặt với tình trạng ơ nhiễm mà các ngành cơng nghiệp khác
gây ra.
1.1.1.2. Tình hình ơ nhiễm chì ở Việt Nam
Việt Nam là một đất nước đang trong thời kỳ cơng nghiệp hóa, hiện đại hóa
đã khuyễn khích các thành phần kinh tế, các ngành nghề truyền thống mở rộng
và phát triển, từ đó gây ra các vấn đề về mơi trường. Tình hình ơ nhiễm kim loại
nặng trong đất cũng ngày một một gia tăng bởi hoạt động của các khu khai thác
khoáng sản, các làng nghề tái chế và một số hoạt động sản xuất khác.
Ảnh hưởng của làng nghề tái chế kim loại đã làm tăng đáng kể hàm lượng
chì trong đất, thậm chí có nơi đã bị ơ nhiễm. Theo nghiên cứu của Phạm Văn
Khang và cộng sự (2004), hàm lượng chì trong đất nơng nghiệp tại khu vực tái
chế chì ở thôn Đông Mai, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên như sau: 14,29% số

mẫu nghiên cứu có hàm lượng chì là 100 - 200 mg/kg; 9,25% số mẫu đất có hàm
lượng chì từ 200 – 300 mg/kg; 18,5% số mẫu đất có hàm lượng Pb từ 300 - 400
mg/kg; 9,25% số mẫu có hàm lượng Pb từ 400 - 500 mg/kg; 9,25% số mẫu có
hàm lượng Pb từ 500 - 600 mg/kg; 18,05% số mẫu có hàm lượng Pb từ 600 700 mg/kg; 4,76% có hàm lượng chì từ 900 - 1000 mg/kg và 4,76% số mẫu có
hàm lượng Pb lớn hơn 1000 mg/kg (trong tổng số 21 mẫu phân tích). Như vậy,
100% số mẫu phân tích có hàm lượng Pb vượt quá tiêu chuẩn cho phép.
Nghiên cứu của Hồ Thị Lam Trà (2003) cho thấy: hàm lượng Pb tổng số
trong đất phục vụ nông nghiệp chịu ảnh hưởng của các làng nghề đúc đồng và
tái chế kẽm tại xã Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên rất cao, dao động
từ 51,2 - 313,0 mg/kg, trong đó có nhiều mẫu >200 mg/kg.
Theo tác giả Nguyễn Thị Lan Hương (2006) khi nghiên cứu về hàm lượng
kim loại nặng ở các khu công nghiệp ngoại thành Hà Nội với 15 mẫu đất nghiên
cứu có hàm lượng chì trong đất dao động từ 8,36 đến 93,39 mg/kg. Trong đó có
6 mẫu bị ơ nhiễm Pb với hàm lượng Pb trong đất là 75,39; 75,73; 78,03; 79,74;
88,02; 93,39 đó là 3 mẫu đất lấy gần đường cao tốc Thăng Long - Nội Bài và
đường cao tốc số 5; 2 mẫu lấy tại bãi rác Kiêu Kị - Gia Lâm và bãi rác Nam Sơn
6


- Sóc Sơn; 1 mẫu lấy tại Tiên Dương - Đơng Anh nơi có nhà máy sản xuất pin
và phân sinh học. Nguyên nhân dẫn đến tích tụ Pb trong đất tại các điểm trên
chính là do hoạt động giao thơng, do q trình chơn lấp rác lâu dài và do trong
chất thải có hàm lượng Pb lớn nên đã dẫn đến tích đọng hàm lượng chì trong
đất.
Nghiên cứu ở khu vực khai thác và chế biến kẽm - chì làng Hích - Tân
Long - Thái Nguyên, Đặng Thị An và cộng sự (2008) cho thấy: hàm lượng Pb
trong bãi thải cao nhất (5,3.103 - 9,2.103 ppm), tiếp đến là bãi liền kề (164 904 ppm), đất vườn nhà dân (27,9 - 35,8 ppm), bãi thải cũ (1,1.103 - 13.103
ppm), đất ruộng lúa cách bãi thải cũ (1271 - 3953 ppm), vườn nhà dân gần bãi
thải cũ (230 - 360 ppm). Như vậy, theo TCVN 7209:2002 (>70 ppm) thì hầu hết
các điểm đã bị ô nhiễm Pb, riêng khu vực vườn nhà dân gần bãi thải mới chưa bị

ô nhiễm. Tuy nhiên cũng cần có giải pháp xử lý kịp thời.
Cũng theo nghiên cứu của Đặng Thị An và cộng sự (2008) tại xã Chỉ Đạo
thu được kết quả về hàm lượng Pb tổng số trong đất ở các ruộng lúa là từ 964
ppm đến 7070 ppm, vượt xa hơn 100 lần so với TCVN 7209:2002 (70 ppm). Chỉ
tính riêng lượng Pb dễ tiêu trong đất thì cũng đã vượt TCVN (Pb dễ tiêu từ 103
đến 757 ppm). Còn tại các ruộng rau muống thì hàm lượng Pb tổng số trong đất
từ 700 ppm đến 3500 ppm. Do đất bị ô nhiễm Pb quá nặng nên hàm lượng Pb
được cây hấp thụ cũng rất cao. Theo tác giả thì Pb trong gạo từ 1,9 ppm đến 4,2
ppm, so với tiêu chuẩn của Hội đồng Châu Âu (EC, 2001) đối với ngũ cốc là 0,2
ppm thì gạo thí nghiệm đều vượt xa ngưỡng an tồn. Theo tính tốn thì nếu ăn
gạo thu được từ những ruộng trên thì chỉ qua gạo thôi một người đã tiêu thụ
lượng Pb cao hơn mức an toàn 7 lần/ngày. Và nếu ăn rau muống hay dùng rau
muống để ni lợn thì nguy cơ bị ngộ độc Pb và các bệnh do Pb gây ra sẽ càng
gia tăng.
Kết quả nghiên cứu của Lê Đức và cộng sự (2003) về môi trường đất vùng
đồng bằng sông Hồng, ở khu vực nhà máy Pin Văn Điển hàm lượng Pb trong

7


các nguồn nước thải là 0,012 mg/lít, trong đất là 30,737 mg/kg so với đối chứng
là 18,240 mg/kg ; khu vực Hanel, Pb trong nước thải là 0,560 mg/lít, trong đất là
23,070 mg/kg so với đối chứng là 13,650 mg/kg; khu vực nhà máy Phả Lại, Pb
trong nước thải là 0,013 mg/lít, trong đất là 2,320 mg/kg và đối chứng là 2
mg/kg. Đặc biệt tại làng nghề thì hàm lượng chì trong nước thải và đất tăng cao
và mức ơ nhiễm (TCVN, 2002): ở làng nghề Phùng Xá, Pb trong nước thải là
5,2 mg/lít, trong đất là 304,59 mg/kg cịn đối chứng là 30,76 mg/kg; ở làng nghề
xã Chỉ Đạo, Pb trong nước là 3,278 mg/lít, trong đất là 273,63 mg/kg so với đối
chứng là 35,11 mg/kg.
1.1.2. Các hoạt động gây ra ơ nhiễm chì trong đất

Để đáp ứng nhu cầu cuộc sống ngày một nâng cao, con người không
ngừng tham gia sản xuất nhưng song song với những hoạt động này là sự phát
thải các chất độc hại đến mơi trường. Trong đó, vấn đề ơ nhiễm KLN trong đất
xảy ra do các nguyên nhân chính sau:
Sự phát triển mạnh mẽ của ngành cơng nghiệp nặng làm góp phần gia
tăng nồng độ các KLN như Zn, Pb, As,… vào trong môi trường. Trong số các
hoạt động công nghiệp gây ô nhiễm chì trong đất phải kể đến một số hoạt động
như: Chì được sử dụng trong pin, trong bình acquy, trong một số dụng cụ dẫn
điện. Một số hợp chất chì được thêm vào trong sơn, thủy tinh, đồ gốm như chất
tạo màu, chất ổn định, chất kết gắn.
Các dạng của chì có thể là PbClBr, PbSO4, PbS, PbCO3 (phát sinh từ hoạt
động khai khoáng), PbCO3, Pb(OH)2, PbCrO4 (phát thải từ ngành công nghiệp
sơn), các dạng trên được chuyển vào trong đất bằng quá trình vi sinh học và lan
truyền chì vào hệ sinh thái đất. Bên cạnh đó, việc mở rộng các làng nghề tái chế
kim loại như: làng nghề tái chế pin, ắc quy,... cũng là nguyên nhân gây ra ơ
nhiễm chì trong đất [26].
Hoạt động sản xuất nơng nghiệp: Nguồn phát thải chì trong nơng nghiệp
chủ yếu là từ thuốc trừ sâu và từ khói thải của các máy nông nghiệp chạy bằng
nhiên liệu xăng pha chì [10].
8


Hoạt động giao thơng cũng phát thải một lượng chì tương đối lớn trong
khí quyển. Khi khí quyển bị ơ nhiễm sẽ trở thành nguồn chính dẫn vào đất con
đường lắng đọng. Theo ước tính của các nhà khoa học Châu Âu, vào thời kỳ cao
điểm sử dụng xăng pha chì, khoảng từ năm 1970 - 1980, lượng chi phát thải ra
mơi trường khơng khí lên tới mức cao nhất là 400.000 tấn/năm [10]. Theo ước
tính của Ủy ban bảo vệ mơi trường nhà nước Trung Quốc thì từ năm 1986 1995, trên các tuyến đường cả nước đã có hơn 15.800 tấn Pb thải ra do các
phương tiện giao thông. Một nghiên cứu khác tại Balan cũng chi ra rằng, đất gần
đường giao thông lượng hơn vùng đất ở xa.

Bùn thải: Đây là sản phẩm của quá trình xử lý thứ cấp nước thải, trong
bùn thải có chứa khá nhiều chất độc hai trong đó có các KLN điển hình như: Pb,
Zn, Cu, Cd,... Nếu bùn thải khơng được quản lý và xử lý thì chính là ngun
nhân dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất [26].
Do rác thải sinh hoạt: Các nguồn phát thải chì trong lĩnh vực này thường
rải rác, khơng tập trung, khó kiểm sốt nhưng lại gây ảnh hưởng trực tiếp nhất
đến sức khỏe con người. Một số nguồn điển hình như: Vỏ đựng đồ hộp, ắc quy,
sơn, sách báo, mỹ phẩm,... Tất cả các vật dụng chứa chì này sau khi hết hạn sử
dụng đều được thải bỏ tại bãi chôn lấp rác, nếu không được phân loại và xử hợp
vệ sinh sẽ trở thành tác nhân gây ô nhiễm KLN trong đất [10].
Trên đây, là các ngun nhân chính dẫn đến vấn đề ơ nhiễm chì trong đất.
Đất ơ nhiễm chì là đất có hàm lượng chì vượt mức giới hạn cho phép được quy
định trong QCVN 03: 2008/BTNMT (xem tại phụ biểu 01).
Bảng 1.2. Giới hạn tối đa hàm lượng tổng số của chì trong tầng đất mặt
Thơng số
Chì (Pb)

Đất nơng Đất

lâm Đất dân Đât

công Đất

thương

nghiệp

nghiệp

sinh

nghiệp

mại, dịch vụ

70

100

70

300

200

(Nguồn: QCVN 03:2015/BTNMT – Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn kim
loại nặng cho phép trong đất)

9


1.1.3. Ảnh hưởng của chì đến con người và mơi trường
1.1.3.1. Ảnh hưởng của chì đến con người
a. Đường xâm nhập chì vào cơ thể
Chì xâm nhập vào cơ thể qua nhiều đường:
 Đường hô hấp
Đây là con đường quan trọng nhất, các loại bụi chì ở dạng muối, oxit chì
hoặc hơi khói chì khi hít vào phổi được hấp thụ tồn bộ. Hấp thụ chì qua đường
hơ hấp phụ thuộc vào kích thước của các hạt bụi chứa chì được hít và lượng hạt
bụi đọng lại trong phổi (chiếm khoảng 30-50% tổng số hạt bụi) và phụ thuộc

vào dung tích cũng như tốc độ thơng khí của phổi. Sự tồn đọng các hạt bụi chứa
chì ở trong đường hơ hấp của trẻ em cao hơn người lớn từ 1,6-2,7 lần. Trên 90%
lượng chì chứa trong hạt bụi đọng lại trong phổi được hấp thụ vào máu.
 Đường tiêu hóa
Chì và các dẫn xuất chuyển thành clorua, một loại muối có khả năng hấp
thụ qua niêm mạc ruột để đi vào cơ thể. Nhiễm độc chì qua đường tiêu hóa còn
do: theo đường ăn hàng ngày, hút thuốc, ăn uống khi tay bẩn có dính chì, ăn
uống ngay tại nơi làm việc, bụi chì đọng vào thực phẩm, thiếu vệ sinh cá nhân.
Người lớn hấp thụ từ 10-15% lượng chì thâm nhập vào đường tiêu hóa,
nhưng trẻ em hấp thụ đến hơn 50%. Khả năng hấp thụ chì qua đường tiêu hóa
phụ thuộc vào yếu tố thức ăn và dạng hố học của chì. Mức độ hấp thụ chì tăng
lên đáng kể ở những người có chế độ ăn thiếu canxi, sắt, phốt pho hoặc kẽm.
Khi thâm nhập vào đường tiêu hố, khoảng 30% lượng chì có trong bụi,
17% lượng chì có trong các mẩu sơn, 50% chì có trong thức ăn và nước uống
được hấp thụ vào cơ thể.
 Đường da
Chì hữu cơ tan được trong mỡ nên có thể hấp thụ vào cơ thể khi tiếp xúc
qua da. Ngược lại, chì vơ cơ hấp thụ qua da rất ít, chỉ hấp thụ qua da khi bụi chì
dính vào vùng da bị tổn thương.
b. Sự phân bố, tích lũy và đào thải chì
10


Chì được phân bố chủ yếu ở máu, mơ mềm và xương. Phần lớn (99%)
lượng chì máu được kết hợp với hồng cầu, 50% lượng chì trong hồng cầu liên
kết với hemoglobin. Chu kỳ bán phân hủy sinh học của chì máu là 25 - 28 ngày,
sau đó chì máu sẽ cân bằng với các thành phần khác. Có một phần nhỏ chì trong
huyết thanh, lượng chì này cân bằng với lượng chì trong mơ mềm. Lượng chì
chứa trong thận tăng lên cùng với tuổi. Một số lượng lớn chì được giữ lại trong
xương, chiếm khoảng 95% tổng lượng chì trong cơ thể người lớn, 73% tổng

lượng chì trong cơ thể trẻ em.
Chì xuất hiện trong xương sẽ chiếm chỗ của canxi. Nó được tích luỹ ở
đây một cách tạm thời, bộ xương như là “con thuyền” bảo vệ các cơ quan khác
khi sự tích luỹ chì mãn tính diễn ra. Đồng thời nó là nguồn tái phục hồi và tiếp
tục gây nhiễm độc sau khi kết thúc phơi nhiễm với chì.
Mặc dù chì được đào thải ra ngồi bằng một số đường (bao gồm cả mồ
hơi, móng và tóc), nhưng chỉ có đường tiết niệu và tiêu hố là có tầm quan trọng
thực sự. Khoảng 75% chì hấp thụ vào cơ thể được đào thải ra ngoài qua nước
tiểu, 25% đào thải qua phân. Nhìn chung chì được đào thải ra ngồi cơ thể một
cách chậm chạp, nên tích luỹ chì trong cơ thể con người diễn ra một cách dễ
dàng.

11


c. Tác động của chì đến sức khỏe con người
Trong các chất ơ nhiễm mơi trường thì chì là một trong những kim loại
nặng, có độc tính cao và rất nguy hiểm đối với cơ thể con người. Chì và các hợp
chất của nó là loại độc chất đa tác dụng, tác động lên toàn bộ các cơ quan và hệ cơ
quan, những tổn thương đặc biệt nặng xuất hiện trong hệ thống tạo máu, hệ tim
mạch và thần kinh và hệ tiêu hố. Bộ Y tế Nga xếp chì cùng với asen, thuỷ ngân,
cadimi, kẽm, flo vào nhóm độc chất gây ơ nhiễm mơi trường nguy hiểm loại 1.

Hình 1.1. Tác động của chì đến sức khỏe con người
(Nguồn: Trần Thị Dung, 2014)

12


Khi bị nhiễm độc chì tùy thuộc vào liều lượng chì tiếp xúc, có thể gây

nhiễm độc cấp tính hoặc nhiễm độc mãn tính.
 Nhiễm độc cấp tính:
Trẻ em có nồng độ chì trong máu vượt quá 80 μg/100ml, thường kèm đau
bụng, kích thích sau đó li bì ngủ lịm, chán ăn, nhợt nhạt (do thiếu máu) mất phối
hợp vận động, nói líu nhíu khơng rõ. Trẻ có thể lên cơn co giật mê man gọi hỏi
khơng biết gì và chết do não bị phù nề và suy thận trong những trường hợp rất
nặng. Ở người lớn, trưởng thành, triệu chứng nhiễm độc thường xuất hiện khi
nồng độ chì vượt quá 80 μg/100ml trong thời gian một tuần và biểu hiện như
đau bụng, đau đầu, cáu gắt kích thích, đau các khớp, mệt mỏi, thiếu máu, viêm
dây thần kinh vận động ngoại biên, trí nhớ kém và mất khả năng tập trung tư
tưởng
1.1.3.2. Ảnh hưởng của chì đến mơi trường sinh thái
Việc sử dụng chì rộng rãi trong cơng nghiệp đã gây ra các vấn đề lớn với
mơi trường, đó là ơ nhiễm độc chất chì vào mơi trường sinh thái. Chì có khả năng
gây ra những ảnh hưởng độc hại đối với hệ sinh thái do những đặc tính sau:
a. Chì là chất độc
b. Chì có khả năng tích tụ trong môi trường và cơ thể sinh vật thông qua
chuỗi thức ăn [10].
Chì tồn tại trong mơi trường đất, nước, khơng khí và gây ảnh hưởng đến
hệ sinh thái trên cạn và dưới nước.
Ảnh hưởng của chì đến hệ sinh thái dưới nước
Trong nước, chì hấp thụ vào cơ thể sinh vật dưới dạng các cation hoặc
oxyanion là những phần tử dễ dàng xuyên qua lớp màng tế bào của sinh vật.
Trong nước biển, chì có khuynh hướng kết tủa dưới dạng PbCl2, do vậy hàm
lượng chì hịa tan trong nước biển là rất thấp nên chì có thể xâm nhập vào cơ thể
sinh vật biển ở những khu vực gần nguồn gây ô nhiễm hoặc những sinh vật đáy.
Bùn đáy là nguồn tiếp nhận chì rất đáng kể, do các hợp chất chì trong mơi

13

trường nước thường ít tan và có xu hướng lắng đọng xuống đáy. Khi đó, sinh vật
đáy có khả năng hấp thụ chì với hàm lượng khá lớn [10].
Bảng 1.3. Hàm lượng chì trong cơ thể sinh vật đáy
Hàm lượng chì

Lồi

Địa điểm

Tơm

Tây Bắc Thái Bình Dương

0,60 – 1,22 (khơ)

Trai

Bắc Ấn Độ Dương

1,31 (ướt)

Cua

Bắc Ấn Độ Dương

<1,0 – 7,88 (ướt)

Hàu

Vịnh Hirosima

0,41 (ướt)

sị

Vịnh San Jose (Argentina)

2,3 – 3,0 (khơ)

(µg/g trọng lượng)

(Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)
Đối với tảo, hàm lượng gây độc của chì thay đổi trong khoảng 10 µg/l đến
1g/l. Chì ở hàm lượng >1mg/l có thể gây độc cấp tính cho cá. Nhiễm độc mãn
tính đối với các sinh vật nhạy cảm xảy ra ở nồng độ chì khoảng 5-10 µg/l [10].
 Ảnh hưởng của chì đến hệ sinh thái trên cạn
Chì khi được phát thải vào mơi trường đất, có thời gian tồn tại rất lâu dài
và khó phân hủy do chì là một kim loại nặng tồn tại ở nhiều dạng khác nhau và
được các keo đất giữ chặt. Các hợp chất của chì có khuynh hướng tích lũy trong
đất và trầm tích.
Chì trong đất dễ dàng thâm nhập vào thực vật thơng qua bộ hệ rễ và tích
tụ trong các bộ phận của thực vật. Từ đó, thơng qua chuỗi thức ăn, chì tiếp tục
xâm nhập vào cơ thể các loài ăn thịt bậc 1, bậc 2,…gây ra các tác động có hại
[10].
Bên cạnh đó, chì tồn tại trong đất có nguy cơ gia tăng hàm lượng chì
trong nước ngầm
Sự ô nhiễm các kim loại nặng trong môi trường (đất, nước, sinh vật) có
thể ảnh hưởng trực tiếp hoặc gián tiếp (thông qua chuỗi thức ăn) đến sức khỏe
con người. Tùy theo từng chất mà có những tác động khác nhau đến các bộ phận

cơ thể.
14


1.2.

Khả năng xử lý kim loại nặng của thực vật và cây Dương xỉ

(Pityrogramma calomelanos L.)
1.2.1. Sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng
1.2.1.1. Tiêu chuẩn loài thực vật sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất
Theo nghiên cứu của Chaney và cs (1997), để đạt hiệu quả cao trong xử lý
ô nhiễm, các lồi thực vật được chọn phải có những tính năng sau:
- Có khả năng chống chịu đối với nồng độ kim loại cao;
- Có khả năng hấp thụ nhanh các kim loại từ mơi trường đất và nước;
- Có khả năng tích lũy kim loại nặng cao kể cả nồng độ các ion này thấp
trong đất;
- Có khả năng chuyển vận kim loại từ rễ lên thân và lá;
- Có thể chịu đựng được điều kiện mơi trường dinh dưỡng kém;
- Có khả năng sinh trưởng nhanh và cho sinh khối lớn.
1.2.1.2. Ưu điểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng
trong đất
a. Ưu điểm
- Tính khả thi cao: Nồng độ các kim loại tồn tại trong môi trường ô nhiễm
thường rất thấp nên việc tách chiết bằng các phương pháp hóa lý rất phức tạp và
tốn kém. Mặt khác, ô nhiễm kim loại nặng thường diễn ra trên quy mô rộng,
khối lượng vật chất lớn nên chỉ có thực vật mới có khả năng bao qt cịn các
cơng nghệ khác khơng thể thực hiện được.
- Thân thiện với môi trường: Cây trồng không chỉ lấy đi từ môi trường một
lượng lớn các kim loại mà chúng cịn làm sạch bầu khơng khí nhờ q trình

quang hợp và hấp thu các khí độc. Bộ rễ của cây bám chặt vào đất hạn chế hiện
tượng xói mịn và sự lan truyền của các chất ô nhiễm. Tán cây là lá chắn bụi, che
nắng, mưa hiệu quả. Môi trường xung quanh cây trồng phù hợp cho sự sinh
trưởng và phát triển của nhiều loài sinh vật khác, nhất là các loại vi sinh vật.
- Tái sử dụng sinh khối: Có thể tận thu các sản phẩm từ cây trồng sau và
trong quá trình xử lý. Từ sinh khối của cây có thể tạo ra nguồn phân bón “vi
15


lượng”, nguồn nhiên liệu sinh học (củi đun, khí mêtan), tro của chúng có thể là
nguồn nguyên liệu cung cấp các khống chất.
- Tính ưu việt so với các phương pháp hóa - lý: Cơng nghệ hóa lý xử lý đất
ô nhiễm làm giảm khả năng ứng dụng của đất vì trong q trình xử lý bên cạnh
những chất ơ nhiễm chúng cịn ảnh hưởng xấu tới hoạt tính sinh học của đất. Ví
dụ, chúng phá vỡ hệ sinh thái và làm mất đi hệ vi sinh vật cộng sinh của rễ cây
như vi sinh vật cố định nitơ, nấm cộng sinh, các loại nấm và cả hệ động vật đất.
Công nghệ xử lý chất ô nhiễm bằng thực vật tiến hành ngay tại chỗ ơ nhiễm
(hoặc có thể chuyển chỗ) và khơng cần thêm diện tích. Như vậy, cơng nghệ này
giảm thiểu được mức độ xáo trộn đất, giảm mức độ phát tán ơ nhiễm thơng qua
khơng khí và nước, đồng thời đất sau khi xử lý có thể dùng để canh tác với các
mục đích khác nhau.
- Giá thành công nghệ thấp: Đây là ưu điểm lớn nhất của cơng nghệ thực
vật xử lý ơ nhiễm nên nó đặc biệt phù hợp với các nước đang phát triển. Ví dụ:
khi làm sạch 1 arce đất cát pha với chất ô nhiễm ở độ sâu 50cm bằng thực vật,
ước tính khoảng 60 000 - 100 000 USD, trong khi xử lý theo phương pháp đào
và chuyển chỗ thông thường mất 400 000 USD.
Năm 1998, Cục Môi trường châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả của phương
pháp xử lý kim loại nặng trong đất bằng phương pháp truyền thống và phương
pháp sử dụng thực vật tại 1 400 000 vị trí ơ nhiễm ở Tây Âu, kết quả cho thấy,
chi phí trung bình của phương pháp truyền thống trên 1 ha đất từ 0,27 - 1,6 triệu

USD, trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn từ 10 - 1000 tấn
(trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2010).
b. Hạn chế
Xử lý chậm hơn phương pháp hóa lý, vì vậy phải mất thời gian dài. Thực
vật xử lý một lượng nhỏ chất ô nhiễm qua mỗi mùa trồng, do đó nó có thể mất
nhiều thập kỷ mới có thể làm sạch ô nhiễm và chất ô nhiễm vẫn khơng được xử
lý hồn tồn.

16


Các yếu tố vật lý và hóa học như kết cấu đất, pH, độ mặn, nồng độ chất ô
nhiễm và sự hiện diện của các chất độc sẽ ảnh hưởng đến khả năng sinh trưởng,
phát triển của các loài siêu tích tụ. Các nhà khoa học cho rằng, chỉ có những
vùng đất bị ô nhiễm nhẹ mới sử dụng được phương pháp này, vì hầu hết các lồi
thực vật khơng thể sinh trưởng trong điều kiện môi trường ô nhiễm nặng.
Kim loại nặng trong đất có thể bị kết tủa, kết hợp chặt chẽ vào trong các
khoáng chất trong đất, trong các sinh vật đất hoặc trong nền đất. Trong mơi
trường pH cao, kim loại nặng khó có thể tiếp xúc sinh học. Hơn nữa, khả năng
tự do của kim loại nặng có thể cũng bị giới hạn bởi động học của q trình
khuếch tán.
Chất ơ nhiễm hịa tan trong nước có thể thấm ra ngồi vùng rễ và phụ
thuộc vào yếu tố ngăn chặn.
Thực vật dùng để xử lý kim loại nặng thường bị giới hạn về chiều dài rễ.
Chất ô nhiễm ở độ sâu từ 5m trở lại là thích hợp đối với cơng nghệ thực vật xử
lý.
Sử dụng các lồi thực vật nhập nội có thể ảnh hưởng đến sự đa dạng của
sinh vật.
Sự tiêu thụ thực vật sau khi xử lý cũng cần phải quan tâm. Sinh khối thực
vật thu hoạch từ quá trình xử lý chất độc có thể được xếp vào loại chất thải nguy

hại, vì vậy vấn đề cần phải tiêu thụ và xử lý thích hợp.
Khí hậu khơng thuận lợi cũng là vấn đề được chú ý, vì thực vật phát triển
chậm và sinh khối thấp dẫn đến hiệu quả xử lý thấp (trích theo Lê Văn Khoa và
cs, 2010).


Nhìn chung, lợi ích và hạn chế của công nghệ này phải được đánh

giá đối với từng trường hợp cụ thể để xác định loại cơng nghệ nào là thích hợp
nhất. Vì vậy, việc kết hợp các cơ chế khác nhau của công nghệ thực vật xử lý ơ
nhiễm được cho là có tính khả thi nhất đối với các vùng bị ơ nhiễm.

17