Đánh giá khả năng xử lý chì (pb) trong đất của cỏ vetiver (vetiveria zizanioides) và cỏ mần trầu (eleusine indica) với quy mô phòng thí nghiệm

LỜI CẢM ƠN
Đƣợc sự đồng ý của Nhà trƣờng, Khoa Quản lý Tài nguyên rừng và Môi
trƣờng, em thực hiện đề tài khóa luận: “Đánh giá khả năng xử lý chì (Pb) trong
đất của cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) và cỏ Mần Trầu (Eleusine indica) với
quy mơ phịng thí nghiệm”.
Để hồn thành khóa luận này, ngồi sự nỗ lực của bản thân, em đã nhận
đƣợc sự động viên, giúp đỡ rất nhiều của các thầy cơ giáo, gia đình và bạn bè.
Đặc biệt, em xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới cô giáo Th.S. Kiều Thị Dƣơng Bộ môn Quản lý môi trƣờng, Khoa Quản lý Tài nguyên rừng và mơi trƣờng đã
tận tình hƣớng dẫn, khuyến khích và giúp đỡ em trong suốt q trình thực hiện
khóa luận tốt nghiệp.
Em xin chân gửi lời cảm ơn chân thành đến Ban giám hiệu Trƣờng đại học
Lâm nghiệp, Ban chủ nhiệm Khoa Quản lý Tài nguyên rừng và môi trƣờng cùng
tồn thể q thầy cơ giáo trong khoa, đã tạo điều kiện, truyền đạt cho em những
kiến thức bổ ích để em có thể hồn thành đề tài khóa luận tốt nghiệp của mình.
Nhân dịp này, em cũng xin phép gửi lời cảm ơn đến các thầy, cô giáo tại
Trung tâm Thực hành thí nghiệm Khoa Quản lý tài nguyên rừng và môi trƣờng
đã tạo điều kiện và hƣớng dẫn em trong suốt q trình phân tích mẫu đất tại
Phịng thí nghiệm.
Mặc dù, em đã cố gắng làm việc với tinh thần khẩn trƣơng và nghiêm túc,
song do thời gian nghiên cứu, kiến thức chun mơn của bản thân cịn hạn chế
nên đề tài nghiên cứu không thể tránh khỏi những thiếu sót nhất định. Vì vậy,
em kính mong sự góp ý kiến của các thầy, các cơ để khóa luận tốt nghiệp của em
đƣợc hoàn thiện hơn!
Em xin chân thành cảm ơn !
Hà Nội, ngày 15 tháng 05 năm 2017
Sinh viên thực hiện
Nguyễn Thị Thảo


TRƢỜNG ĐẠI HỌC LÂM NGHIỆP VIỆT NAM
KHOA QUẢN LÝ TÀI NGUN RỪNG VÀ MƠI TRƢỜNG

===================
TĨM TẮT KHĨA LUẬN TỐT NGHIỆP
1. Tên khóa luận tốt nghiệp: “Đánh giá khả năng xử lý chì (Pb) trong đất
của cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) và cỏ Mần Trầu (Eleusine indica)
với quy mơ phịng thí nghiệm”.
2. Sinh viên thực hiện:
Nguyễn Thị Thảo _ 58B - KHMT
Mã sinh viên: 1353061393
3. Giáo viên hƣớng dẫn:
ThS. Kiều Thị Dƣơng
4. Mục tiêu nghiên cứu:
Khóa luận thực hiện với các mục tiêu sau:
 Nghiên cứu, đánh giá khả năng xử lý Pb trong đất của cỏ Vetiver
(Vetiveria zizanioides) và cỏ Mần Trầu (Eleusine indica) ở quy mơ phịng thí
nghiệm.
 Đề xuất một số biện pháp sử dụng cỏ Vetiver và cỏ Mần Trầu để xử lý ô
nhiễm KLN trong đất.
5. Nội dung nghiên cứu:
Để thực hiện mục tiêu đề ra, đề tài triển khai nghiên cứu trên các nội dung
chủ yếu sau:
 Theo dõi, đánh giá đặc điểm sinh trƣởng của cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu.
 Nghiên cứu, đánh giá khả năng xử lý Pb trong đất của cỏ Vetiver.
 Nghiên cứu, đánh giá khả năng xử lý Pb trong đất của cỏ Mần Trầu.
 Đề xuất một số biện pháp sử dụng cỏ Vetiver và cỏ Mần Trầu để xử lý ô
nhiễm KLN trong đất.
6. Những kết quả đạt đƣợc


Trong quá trình nghiên cứu khả năng xử lý chì trong đất của cỏ Vetiver (Vetiveria
zizanioides) và cỏ Mần trầu (Eleusine indica) với quy mơ phịng thí nghiệm, đề tài

đƣa ra một số kết luận nhƣ sau:
 Cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu đều có khả năng sinh trƣởng tốt trong mơi
trƣờng đất nhiễm chì từ 100 - 500 (mg/kg). Trong đó, tốc độ sinh trƣởng chiều
dài rễ của 2 loại cỏ rất nhanh, phù hợp với việc xử lý ô nhiễm ở tầng sâu. Sau 60
ngày thí nghiệm, tốc độ sinh trƣởng và phát triển của cỏ Vetiver cao hơn so với
cỏ Mần trầu.
 Khả năng xử lý chì trong đất của cỏ Vetiver tƣơng đối tốt, trong thời
gian 60 ngày, cỏ Vetiver đã làm giảm từ 35,24 - 43,15% hàm lƣợng chì trong
đất, trong đó cơng thức 500 mg/kg đạt hiệu quả xử lý tốt nhất. Đây là một con số
rất tốt và có thể đánh giá cỏ Vetiever là loài cỏ rất phù hợp trong việc xử lý chì
trong đất.
 Khả năng xử lý chì trong đất của cỏ Mần trầu trong thời gian 60 ngày
rất đáng kể, hàm lƣợng chì trong đất trồng cỏ Mần trầu đã giảm từ 26,27 32,74%. Trong đó, cơng thức 500 mg/kg đạt hiệu quả xử lý tốt nhất. Tuy nhiên,
trong thời gian thí nghiệm hiệu suất xử lý cịn thấp hơn so với cỏ Vetiever. So
sánh với mẫu đối chứng đã chứng minh đƣợc khả năng xử lý chì trong đất của
cỏ Mần trầu.
 Dựa vào hiệu quả xử lý, cũng nhƣ khả năng sinh trƣởng của 2 loại cỏ
trong mơi trƣờng đất chứa chì với mức nồng độ từ 100 - 500 mg/kg, ta có thể đề
xuất 2 lồi thực vật này trở thành các loài cây bảo vệ mơi trƣờng. Thơng qua q
trình thực hiện thí nghiệm cũng nhƣ tham khảo các cơng trình nghiên cứu, đề tài
đã đƣa ra một số biện pháp để tối đa hóa hiệu quả sử dụng của cỏ Vetiver và cỏ
Mần trầu nhƣ: Lựa chọn cây trồng, mật độ trồng, thời gian trồng và thu hoạch
một cách hợp lý, đồng thời đề xuất các khu vực phù hợp để ứng dụng xử lý ô
nhiễm KLN bằng cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu.


MỤC LỤC
LỜI CẢM ƠN
MỤC LỤC
DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

DANH MỤC CÁC BẢNG
DANH MỤC CÁC HÌNH
ĐẶT VẤN ĐỀ ....................................................................................................... 1
CHƢƠNG I. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU ....................................... 3
1.1. Tổng quan về ơ nhiễm chì trong đất .............................................................. 3
1.1.1. Khái quát về kim loại nặng ......................................................................... 3
1.1.2. Các hoạt động gây ra ơ nhiễm chì trong đất ............................................... 4
1.1.3. Ảnh hƣởng của chì đến con ngƣời và mơi trƣờng ...................................... 5
1.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới và ở việt nam .................... 11
1.2.1.Tình hình ơ nhiễm KLN trên thế giới ........................................................ 11
1.2.2. Tình hình ơ nhiễm KLN ở Việt Nam ........................................................ 13
1.3. Sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất.......................................... 14
1.3.1. Tiêu chuẩn lựa chọn loài thực vật sử dụng để xử lý KLN trong đất. ....... 14
1.3.2. Cơ chế loại bỏ KLN trong đất của thực vật .............................................. 15
1.3.3. Phƣơng pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ơ nhiễm ....................... 17
1.3.4. Ƣu điểm và hạn chế của phƣơng pháp sử dụng thực vật xử lý KLN trong đất18
1.4. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm KLN trong
đất trên thế giới và Việt Nam .............................................................................. 20
1.5. Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu.............................. 22
1.5.1. Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Vetiver .................................................... 22
1.5.2. Một số đặc điểm cơ bản của cỏ Mần trầu ................................................. 23
CHƢƠNG II. ĐỐI TƢỢNG, MỤC TIÊU, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP
NGHIÊN CỨU .................................................................................................... 25
2.1. Đối tƣợng nghiên cứu................................................................................... 25
2.2. Mục tiêu nghiên cứu ..................................................................................... 25


2.3. Nội dung nghiên cứu .................................................................................... 26
2.4. Phƣơng pháp nghiên cứu .............................................................................. 26
2.4.1. Phƣơng pháp nghiên cứu, phân tích và kế thừa tài liệu thứ cấp ............... 26

2.4.2. Phƣơng pháp bố trí mơ hình thí nghiệm ................................................... 26
2.4.3. Phƣơng pháp đo đếm chỉ tiêu sinh trƣởng của thực vật............................ 28
2.4.4. Phƣơng pháp lấy mẫu và chuẩn bị mẫu phân tích .................................... 29
2.4.5. Phƣơng pháp phân tích trong phịng thí nghiệm ....................................... 31
2.4.6. Phƣơng pháp xử lý số liệu......................................................................... 39
CHƢƠNG III. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN .......................... 40
3.1. Khả năng sinh trƣởng, phát triển của cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu dƣới ảnh
hƣởng của các nồng độ Pb trong đất ................................................................... 40
3.1.1. Khả năng sinh trƣởng và phát triển của cỏ Vetiver .................................. 40
3.1.2. Khả năng sinh trƣởng và phát triển của cỏ Mần trầu ................................ 44
3.2. Khả năng xử lý Pb trong đất của cỏ Vetiver ................................................ 48
3.3. Khả năng xử lý Pb trong đất của cỏ Mần trầu ............................................. 50
3.4. Đề xuất một số biện pháp sử dụng hiệu quả cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu để xử
lý ô nhiễm KLN trong đất ................................................................................... 53
3.4.1. Lựa chọn kích thƣớc cây trồng.................................................................. 54
3.4.2. Lựa chọn thời gian trồng ........................................................................... 54
3.4.3. Lựa chọn mật độ trồng .............................................................................. 54
3.4.4. Lựa chọn thời gian xử lý ........................................................................... 54
3.4.5. Lựa chọn phƣơng pháp nhân giống phù hợp để tiết kiệm chi phí cho công
tác xử lý ô nhiễm ................................................................................................. 55
3.4.6. Quản lý sinh khối thực vật sau khi xử lý ô nhiễm một cách chặt chẽ ...... 55
CHƢƠNG IV. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .................................................... 56
4.1. Kết luận ........................................................................................................ 56
4.2. Tồn tại........................................................................................................... 57
4.3. Kiến nghị ...................................................................................................... 57
TÀI LIỆU THAM KHẢO
PHỤ BIỂU


DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

BTNMT:

Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng

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


DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Giới hạn hàm lƣợng tổng số của chì trong một số loại đất. ................. 5
Bảng 1.2. Hàm lƣợng chì trong máu thấp nhất (LOAEL) gây tác hại ở ngƣời
trƣởng thành .......................................................................................................... 8
Bảng 1.3. Hàm lƣợng chì trong máu thấp nhất (LOAEL) gây tác hại ở trẻ em ........... 9
Bảng 1.4. Hàm lƣợng chì trong cơ thể sinh vật đáy ........................................... 10
Bảng 1.5. Hàm lƣợng chì trong đất của một số quốc gia .................................... 12
Bảng 1.6. Hàm lƣợng KLN trong đất tại khu vực công ty pin Văn Điển và Orion
- Hanel ................................................................................................................. 13
Bảng 1.7. Hàm lƣợng Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Cạn và Thái Nguyên............ 14
Bảng 2.1. Kết quả đo các chỉ tiêu sinh trƣởng của cỏ Vetiever theo các mốc thời
gian ...................................................................................................................... 28
Bảng 2.2. Danh mục hóa chất sử dụng cho phân tích. ........................................ 31
Bảng 3.1. Các chỉ tiêu sinh trƣởng của cỏ Vetiver theo thời gian và các mức
nồng độ ................................................................................................................ 41
Bảng 3.2. Các chỉ tiêu sinh trƣởng của cỏ Mần Trầu theo thời gian và các mức
nồng độ ................................................................................................................ 45
Bảng 3.3. Kết quả nghiên cứu khả năng xử lý hàm lƣợng Pb trong đất của cỏ
Vetiver………………………………………………………………………...49
Bảng 3.4. Kết quả nghiên cứu khả năng xử lý hàm lƣợng Pb trong đất của cỏ
Mần Trầu ............................................................................................................. 50


DANH MỤC CÁC HÌNH
Hình 1.1. Cơ chế thực vật xử lý ơ nhiễm ............................................................ 16
Hình 2.1. Cây cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu ........................................................... 25
Hình 2.2. Sơ đồ lấy mẫu đất riêng biệt ............................................................... 30

Hình 2.3. Sơ đồ lấy mẫu đất tổng hợp ................................................................ 30
Hình 2.4. Máy phá mẫu DK6 .............................................................................. 33
Hình 2.5. Máy so màu DR 3900 ......................................................................... 33
Hình 2.6. Cân phân tích OHAUS 4 số. ............................................................... 34
Hình 2.7. Đồ thị đƣờng chuẩn xác định chì ........................................................ 35
Hình 2.8. Dung dịch sau khi tro hóa mẫu. .......................................................... 37
Hình 2.9. Dung dịch thu đƣợc sau chiết.............................................................. 38
Hình 2.10. Mẫu trắng (ống nghiệm ngồi cùng, bên phải) ................................. 38
Hình 2.11. Khảo sát bƣớc sóng cực đại .............................................................. 39
Hình 3.1. Cỏ Vetiver sau khi trồng 60 ngày ở 3 mức nồng độ tăng dần ............ 40
Hình 3.2. Biểu đồ thể hiện ảnh hƣởng của nồng độ chì trong đất đến khả năng
sinh trƣởng và phát triển của cỏ Vetiver ............................................................. 42
Hình 3.3. Cỏ Mần trầu sau khi trồng 60 ngày ở 3 mức nồng độ tăng dần .......... 44
Hình 3.4. Biểu đồ thể hiện ảnh hƣởng của nồng độ chì trong đất đến khả năng
sinh trƣởng và phát triển của cỏ Mần trầu .......................................................... 46
Hình 3.5. Biểu đồ so sánh hiệu suất xử lý Pb trong đất của cỏ Vetiver và cỏ Mần
trầu sau 60 ngày................................................................................................... 52


ĐẶT VẤN ĐỀ
Chì (Pb) là một kim loại nặng độc hại và đang gây ra ô nhiễm trong môi
trƣờng đất, nƣớc của nhiều quốc gia trên thế giới. Có rất nhiều phƣơng pháp
khác nhau để xử lý đất bị nhiễm chì (Pb), trong đó phƣơng pháp sử dụng thực
vật là phƣơng pháp đang đƣợc nhiều nhà khoa học quan tâm hiện nay bởi hiệu
quả xử lý cao, chi phí thấp và thân thiện với mơi trƣờng. Thực vật có nhiều cách
phản ứng khác nhau đối với sự có mặt của của các ion kim loại trong môi
trƣờng. Hầu hết, các lồi thực vật đề rất nhạy cảm với sự có mặt của các ion kim
loại, thậm chí là ở nồng độ thấp. Tuy nhiên, vẫn có một số lồi thực vật khơng
chỉ có khả năng sống đƣợc trong mơi trƣờng bị ô nhiễm bởi các kim loại nặng
độc hại mà cịn có khả năng hấp thụ và tích lũy các kim loại này trong các bộ

phận khác nhau của chúng [3].
Theo PGS.TS Võ Văn Minh và Th.S Võ Châu Tuấn (2005), thế giới có ít
nhất 400 lồi thuộc 45 họ thực vật có khả năng hấp thụ kim loại. Các lồi này là
thực vật thân thảo hoặc thân gỗ, có khả năng tích luỹ và khơng có biểu hiện về
mặt hình thái khi nồng độ kim loại trong thân cao hơn hàng trăm lần so với các
lồi bình thƣờng khác. Cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) và cỏ Mần Trầu
(Eleusine indica) là 2 lồi thực vật có rất nhiều tính ƣu việt. Cỏ Vetiver, là một
loài cây đƣợc đƣa vào Việt Nam vào những năm 1999, trên khắp cả nƣớc đã có
43 tỉnh thành sử dụng loài cây này với các mục đích khác nhau nhƣ: chống sạt
lở, xói mịn, xử lý ô nhiễm,…Cỏ Mần trầu là một loài thân thảo, mọc phổ biến ở
vƣờn, ruộng hay các khu đất ẩm trên khắp các vùng miền của Việt Nam. Thông
qua nhiều nghiên cứu nhƣ “Nghiên cứu sử dụng thực vật để cải tạo đất bị ô
nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác khống sản” (thuộc Chƣơng trình
KHCN trọng điểm cấp nhà nƣớc về tài nguyên, môi trƣờng và thiên tai - KC
08/06-10) đƣợc các nhà khoa học Viện Công nghệ môi trƣờng (CNMT) tiến
hành trong 2 năm 2007 và 2008, nghiên cứu của Randoff et al (1995), Chen

1


(2000); Knoll (1997) và các nghiên cứu khác, đã cho thấy cỏ Vetiver và cỏ Mần
Trầu là 2 loại thực vật có nhiều đặc tính ƣu việt trong việc xử lý ô nhiễm KLN.
Để hiểu sâu hơn về khả năng xử lý KLN trong đất và mong muốn đề
xuất các giải pháp để sử dụng hiệu quả 2 loài thực vật này đối với vấn đề ô nhiễm
KLN, em đã tiến hành nghiên cứu đề tài: “Đánh giá khả năng xử lý chì (Pb)
trong đất của cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides) và cỏ Mần trầu (Eleusine
indica) với quy mơ phịng thí nghiệm”. Đề tài vừa là một minh chứng cho khả
năng cải tạo đất của cỏ Vetiver và cỏ Mần trầu, đồng thời đƣa ra các biện pháp để
cải thiện chất lƣợng đất phù hợp với các mục đích khác nhau.

2


CHƢƠNG I
TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1. Tổng quan về ô nhiễm chì trong đất
1.1.1. Khái quát về kim loại nặng
KLN là thuật ngữ dùng để chỉ các kim loại có tỉ trọng lớn hơn 4 hoặc 5.
Bao gồm: Pb (tỷ trọng 11,34), Cd (tỷ trọng 8,6), Ag (tỷ trọng 10,5), Cu (tỷ trọng
8,96), Cr (tỷ trọng 7,10),...Chúng có thể tồn tại trong khí quyển (dạng hơi), thủy
quyển (các muối hịa tan), địa quyển (dạng rắn khơng tan, dạng muối,...) và sinh
quyển (trong cơ thể ngƣời và động, thực vật). Cũng nhƣ nhiều nguyên tố khác,
một số kim loại nặng có thể cần thiết cho sinh vật, chúng đƣợc xem là nguyên tố
vi lƣợng. Một số không cần thiết cho sự sống, khi đi vào cơ thể sinh vật có thể
khơng gây độc hại gì hoặc gây độc hại khi hàm lƣợng của chúng vƣợt quá tiêu
chuẩn cho phép [3].
Chì là một loại độc bản chất có ảnh hƣởng quan trọng trong mơi trƣờng
sinh thái [2].
Về tính chất vật lý: Chì (tên La tinh là Plumbum, gọi tắt là Pb) là nguyên
tố hóa học nhóm IV trong bảng hệ thống tuần hồn Mendeleev, số thứ tự ngun
tử là 82. Chì là kim loại nặng (M = 207,1; d = 11,34 g/cm3) nóng chảy ở nhiệt
độ 327,4°C, sơi ở nhiệt độ 1.725°C và bay hơi ở 550 - 600°C. Chì có màu xám
nhạt, khơng mùi, khơng vị, khơng hịa tan trong nƣớc, không cháy, dẫn điện kém
so với các kim loại khác. Chì có tính mềm, dễ dát mỏng, dễ cắt và dễ định hình [2].
Về tính chất hóa học: Chì khó bị tác dụng bởi HCl, H 2SO4 lỗng
nhƣng H2SO4 đặc đun nóng tác dụng với chì thì tạo thành PbSO4 và tạo khí aerosol
(SO3). Chì hịa tan trong HNO3 tạo thành chì nitrat và khí NO2 [2].
Chì và các hợp chất của chì đều độc, các hợp chất của chì càng dễ hịa tan
thì độc tính càng cao. Ngay cả các muối khơng tan của chì nhƣ cacbonat, sunfat khi
vào đƣờng tiêu hóa cũng bị axit HCl ở dạ dày hòa tan một phần và gây độc [2].

3


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 ngƣời không
ngừng tham gia sản xuất nhƣng song song với những hoạt động này là sự phát
thải các chất độc hại đến mơi trƣờng. Trong đó, vấn đề ô nhiễm KLN trong đất
xảy ra do các nguyên nhân chính nhƣ sau:
Sự phát triển mạnh mẽ của ngành cơng nghiệp nặng làm góp phần gia
tăng nồng độ các KLN nhƣ Zn, Pb, As,... vào trong môi trƣờng. Trong số các
hoạt động cơng nghiệp gây ơ nhiễm chì trong đất phải kể đến một số hoạt động
nhƣ: Chì đựơc sử dụng trong pin, trong bình acquy, trong một số dụng cụ dẫn
điện. Một số hợp chất chì đựơc thêm vào trong sơn, thuỷ tinh, đồ gốm nhƣ 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 khống), PbCO3, Pb(OH)2, PbCrO4 (phát thải từ ngành cơng nghiệp
sơn), các dạng trên đƣợc 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 nhƣ: Làng nghề tái chế pin, ác quy,…cũng là ngun nhân gây ra ơ
nhiễm chì trong đất [26].
Hoạt động sản xuất nông nghiệp: Nguồn phát thải chì trong nơng nghiệp
chủ yếu là từ thuốc trừ sâu và từ khói thải của các máy nơng nghiệp chạy bằng
nhiên liệu xăng pha chì [2].
Hoạt động giao thơng cũng phát thải một lƣợng chì tƣơng đối lớn vào
trong khí quyển. Khi khí quyển bị ơ nhiễm sẽ trở thành nguồn chính dẫn vào đất
theo con đƣờng lắng đọng. Theo ƣớc tính của các nhà khoa học Châu Âu, vào
thời kỳ cao điểm sử dụng xăng pha chì, khoảng từ năm 1970 - 1980, lƣợng chì
phát thải ra mơi trƣờng khơng khí lên tới mức cao nhất là 400.000 tấn/năm [2].
Theo ƣớc tính của Ủy ban bảo vệ mơi trƣờng nhà nƣớc Trung Quốc thì từ năm

1986 - 1995, trên các tuyến đƣờng cả nƣớc đã có hơn 15.800 tấn Pb thải ra do

4


các phƣơng tiện giao thông. Một nghiên cứu khác tại Balan cũng chỉ ra rằng, đất
gần đƣờng giao thơng có hàm lƣợng Pb cao hơn so với các vùng đất ở xa [26].
Bùn thải: Đây là sản phẩm của quá trình xử lý thứ cấp nƣớc thải, trong
bùn thải có chứa khá nhiều chất độc hại trong đó có các KLN điển hình nhƣ: Pb,
Zn, Cu, Cd,... Nếu bùn thải khơng đƣợc quản lý và xử lý thì chính là nguyên
nhân dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất [26].
Do rác thải sinh hoạt: Các nguồn phát thải chì trong lĩnh vực này thƣờng
rải rác, khơng tập trung, khó kiểm sốt nhƣng lại gây ảnh hƣởng trực tiếp nhất
đến sức khỏe con ngƣời. Một số nguồn điển hình nhƣ: 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 đƣợc thải bỏ tại bãi chôn lấp rác, nếu không đƣợc phân loại và xử lý
hợp vệ sinh sẽ trở thành tác nhân gây ô nhiễm KLN trong đất [2].
Trên đây, là các nguyên nhân chính dẫn đến vấn đề ơ nhiễm chì trong đất.
Đất ơ nhiễm chì là đất có hàm lƣợng chì vƣợt mức giới hạn cho phép đƣợc quy
định trong QCVN 03: 2008/BTNMT (xem tại phụ biểu 01).
Bảng 1.1. Giới hạn hàm lƣợng tổng số của chì trong một số loại đất.
Đơn vị tính: mg/kg đất khơ

Thơng số

Chì (Pb)

Đất nơng

Đất lâm

Đất dân

Đất cơng

nghiệp

nghiệp

sinh

nghiệp

70

100

70

300

Đất thƣơng
mại, dịch
vụ
200

(Nguồn: QCVN 03:2008/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn
kim loại nặng cho phép trong đất) [1].
1.1.3. Ảnh hưởng của chì đến con người và mơi trường
1.1.3.1. Ảnh hưởng của chì đến con người

Con đƣờng xâm nhập
Chì xâm nhập vào cơ thể con ngƣời và động vật thông qua những con
đƣờng chính sau: hơ hấp, tiêu hóa, qua da và qua nhau thai.
5


 Xâm nhập qua đƣờng tiêu hóa: Số lƣợng và tốc độ hấp thụ chì qua đƣờng
tiêu hóa của cơ thể phụ thuộc vào dạng tồn tại hóa học của chì, kích thƣớc hạt
bụi chì, trạng thái no hoặc đói của cơ thể, chế độ dinh dƣỡng và độ tuổi. Cơ thể
ngƣời trƣởng thành có khả năng hấp thụ 5% lƣợng chì có trong thức ăn hoặc
nƣớc uống. Trẻ sơ sinh và trẻ nhỏ là những đối tƣợng nhạy cảm với chì, khoảng
50% lƣợng chì có trong thức ăn và nƣớc uống đƣợc cơ thể trẻ hấp thụ. Chế độ
ăn nghèo canxi, sắt, đồng, kẽm, photpho sẽ làm tăng khả năng hấp thụ chì qua
đƣờng tiêu hóa [2].
 Xâm nhập qua hơ hấp: Bụi chì và các hợp chất của chì trong khơng khí
có khả năng xâm nhập vào cơ thể con ngƣời qua đƣờng hô hấp. Khoảng 30 50% lƣợng chì có trong thành phần khơng khí do con ngƣời hít vào đƣợc lắng
đọng trong phổi ngƣời. Tỷ lệ này phụ thuộc vào đặc tính hóa học, kích thƣớc hạt
bụi chì và khả năng hịa tan của chúng. Khi đã lắng đọng trong phổi, phần lớn bụi chì
đƣợc hấp thụ và tiếp tục xâm nhập vào các bộ phận cơ thể ngƣời [2].
 Xâm nhập qua da: Chì xâm nhập qua da khi bụi chì bám vào vùng da bị
tổn thƣơng hoặc khi có sự tiếp xúc với các chất có chứa chì, mà điển hình là
xăng pha chì [2]. Tuy nguy cơ chì xâm nhập qua da kém hơn so với đƣờng hơ
hấp và tiêu hóa nhƣng vẫn gây ngộ độc, đặc biệt khi tiếp xúc với thời gian kéo
dài [26].
 Xâm nhập qua nhau thai và sữa mẹ: Khi ngƣời mẹ mang thai bị nhiễm
độc chì thì sinh con ra cũng bị ngộ độc chì. Nồng độ chì trong máu của con bằng
80% nồng độ chì trong máu của mẹ [26].
Q trình phân bố, tích lũy và đào thải chì trong cơ thể con ngƣời
 Quá trình phân bố, tích lũy chì trong cơ thể:
Sau khi đƣợc hấp thụ qua đƣờng hơ hấp hoặc tiêu hóa, chì tiếp tục xâm

nhập vào máu. Trong máu, chì tập trung ở hồng cầu, nồng độ chì ở hồng cầu gấp
16 lần huyết tƣơng.
Sau khi xâm nhập vào máu, chì tiếp tục đƣợc phân bố vào nhiều bộ phận
của cơ thể nhờ tế bào hồng cầu và huyết tƣơng. Tốc độ phân bố chì trong cơ thể

6


không đều và phụ thuộc vào hƣớng phân bố. Đầu tiên, chì đƣợc phân bố nhanh
vào các mơ mềm nhƣ cơ, não, đặc biệt là gan và thận sau đó đƣợc bài tiết qua
đƣờng phân, nƣớc tiểu, mồ hơi. Chì đƣợc chuyển tới mô cứng của cơ thể nhƣ
xƣơng, răng, tóc, móng với tốc độ chậm, khoảng vài tuần. Có tới khoảng 94%
lƣợng chì trong cơ thể ngƣời trƣởng thành và 73% trong cơ thể trẻ em đƣợc tích
tụ trong xƣơng và răng (Agency for Toxic Substances and Disease Registry,
1993) [2], [26].
 Q trình đào thải chì:
Qua đƣờng tiêu hóa, chỉ có một phần nhỏ chì đƣợc hấp thụ vào cơ thể,
cịn có tới 90% thải loại theo phân. Đối với ngƣời trƣởng thành, khoảng 99%
chì hấp thụ vào trong cơ thể đƣợc thải loại qua đƣờng bài tiết, đối với trẻ em
dƣới 2 tuổi thì con số này là 30 - 40%. Theo GS. Leon Derobert (1969), mỗi
ngày cơ thể có thể thải loại khoảng 0,6mg Pb. Chì cịn đƣợc thải trừ qua da,
theo tuyến nƣớc bọt niêm mạc miệng, hoặc thải loại qua tóc, sữa [26].
Ảnh hƣởng của chì đối với sức khỏe con ngƣời
Con ngƣời cùng các hoạt động của mình là nguồn chính gây ơ nhiễm Pb
cho môi trƣờng, nhƣng đây lại là đối tƣợng đầu tiên phải chịu những tác động
xấu do nó gây nên.
 Đối với ngƣời lớn :
Hấp thụ 1.000 mg vào cơ thể trong một lần thì gây tử vong, nếu hấp thụ
10 mg/ngày thì sẽ bị nhiễm độc nặng sau vài tuần, hấp thụ 1mg/ tuần gây nhiễm
độc mãn tính với ngƣời bình thƣờng [2].

Khi đi vào cơ thể chì tác động đến tủy xƣơng, hình thành huyết cầu tố và
thay thế Ca trong xƣơng do chì có hóa tính nhƣ Ca, gây ra hiện tƣợng giịn
xƣơng rất nguy hiểm. Chì gây độc cho hệ thần kinh trung ƣơng, hệ thần kinh
ngoại biên làm giảm trí nhớ, giảm chỉ số thơng minh, giảm lƣợng hồng cầu
trong máu. Khi cơ thể nhiễm độc chì sẽ gây thiếu máu nghiêm trọng, đặc biệt là
thiếu huyết cầu tố. Ở ngƣời bị nhiễm độc chì lƣợng Hemoglobin ≤ 5 mg và da
đen xạm, xanh xao.

7


Bảng 1.2. Hàm lƣợng chì trong máu thấp nhất (LOAEL) gây tác hại ở
ngƣời trƣởng thành
LOAEL

Ảnh hƣởng lên hệ

Ảnh hƣởng lên q

Các ảnh hƣởng

(µg/dL)

thần kinh

trình tạo máu

khác

Ức chế hoạt động của

enzym ALAD

< 10

Tăng

10 - 15

hồng cầu ở phụ nữ
Tăng

25 - 30

Tăng huyết áp

Protoporrphyrin

hồng cầu ở nam giới
Suy giảm chức năng
hệ thần kinh ngoại

40

Protoporrphyrin

biên

Tăng ALA và CP trong
nƣớc tiểu
Suy giảm quá trình tạo

hemoglobin

50

Biến đổi chức
năng tinh hồn
Ảnh hƣởng tới
chức năng sinh
sản của phụ nữ

60
Thiếu máu

80
100 - 120

Có dấu hiệu và triệu
chứng của bệnh não

Viêm thận mãn
tính

Ghi chú: (ALAD: enzym delta-aminnolevulinic acid dehydratase
CP: tiền chất coprotoporphyrin)
(Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)
 Đối với trẻ em:
Chỉ với hàm lƣợng nhỏ, cũng gây ,ảnh hƣởng nghiêm trọng đến sức khỏe
và sự phát triển của trẻ nhỏ. Ở cấp độ phơi nhiễm cao, chì tấn cơng não và hệ
thống thần kinh trung ƣơng gây hôn mê, co giật và thậm chí tử vong. Ở mức độ
phơi nhiễm thấp chì ảnh hƣởng đến sự phát triển não của trẻ em dẫn đến giảm

chỉ số thông minh (IQ), suy giảm chức năng nhận thức, tăng khả năng mắc
chứng lỗng xƣơng sau này [2]. Thơng thƣờng, trẻ em bị tác hại của chì trầm

8


trọng hơn ở ngƣời trƣởng thành, đặc biệt là dƣới 6 tuổi vì hệ thần kinh cịn non
yếu và khả năng thải độc chì của cơ thể chƣa hồn chỉnh.
Bảng 1.3. Hàm lƣợng chì trong máu thấp nhất (LOAEL) gây tác hại ở trẻ em
LOAEL

Ảnh hƣởng lên

Ảnh hƣởng lên quá

Các ảnh hƣởng

(µg/dL)

hệ thần kinh

trình tạo máu

khác.

< 10 - 15
( trƣớc và sau
khi sinh)

- Kém phát triển

- Gây sinh non, trẻ

nhận thức

- Ức chế hoạt động

sơ sinh nhẹ cân,

- Giảm chỉ số

của enzym ALAD

giảm chiều cao cho
tới 7 - 8 tuổi

thông minh
- Tăng protoporphyrin

15 - 20

hồng cầu

- Suy giảm quá trình
chuyển hóa vitamin
D

- Giảm Hemoglobin

< 25

- Giảm tốc độ
30

truyền dẫn thần
kinh

70

- Các bệnh thần
kinh ngoại biên

- Thiếu máu
- Đau bụng quặn,

80 - 100

- Bệnh não

các bệnh khác về dạ
dày, ruột, bệnh thận

Ghi chú: (ALAD: enzym delta-aminnolevulinic acid dehydratase)
(Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)
Đặc tính nổi bật của chì là sau khi xâm nhập vào cơ thể sống, nó ít bị
đào thải mà tích tụ theo thời gian. Khả năng loại bỏ chì ra khỏi cơ thể là rất
chậm, chủ yếu là qua đƣờng nƣớc tiểu. Chu kỳ bán rã của chì trong máu
khoảng một tháng, trong xƣơng từ 20 – 30 năm [25].
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 trƣờng, đó là ơ nhiễm độc chất chì vào mơi trƣờng sinh thái. Chì có khả năng

gây ra những ảnh hƣởng độc hại đối với hệ sinh thái do những đặc tính sau:
9


 Chì là chất độc
 Chì có khả năng tích tụ trong môi trƣờng và cơ thể sinh vật thông qua
chuỗi thức ăn [2].
Chì tồn tại trong mơi trƣờng đất, nƣớc, khơng khí và gây ảnh hƣởng đến
hệ sinh thái trên cạn và dƣới nƣớc.
 Ảnh hƣởng của chì đến hệ sinh thái dƣới nƣớc
Trong nƣớc, chì hấp thụ vào cơ thể sinh vật dƣới dạng các cation hoặc
oxyanion là những phần tử dễ dàng xuyên qua lớp màng tế bào của sinh vật.
Trong nƣớc biển, chì có khuynh hƣớng kết tủa dƣới dạng PbCl 2, do vậy hàm
lƣợng chì hịa tan trong nƣớc biển là rất thấp nên chì chỉ 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
trƣờng nƣớc thƣờng ít tan và có xu hƣớng lắng đọng xuống đáy. Khi đó, sinh vật
đáy có khả năng hấp thụ chì với hàm lƣợng khá lớn [2].
Bảng 1.4. Hàm lƣợng chì trong cơ thể sinh vật đáy
Lồi

Địa điểm

Hàm lƣợng chì
(µg/g trọng lƣợng)

Tơm

Tây Bắc Thái Bình Dƣơng

Trai

Bắc Ấn Độ Dƣơng

1,31 (ƣớt)

Cua

Bắc Ấn Độ Dƣơng

< 1,0 - 7,88 (ƣớt)

Hàu

Vịnh Hirosima

Sò

0,60 - 1,22 (khô)

0,41 (ƣớt)

Vịnh San Jose (Argentina)

2,3 - 3,0 (khô)
(Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)

Đối với tảo, hàm lƣợng gây độc của chì thay đổi trong khoảng 10 µg/l đến
1 g/l. Chì ở hàm lƣợng >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 [2].

 Ảnh hƣởng của chì đến hệ sinh thái trên cạn

10


Chì khi đƣợc phát thải vào mơi trƣờng 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
đƣợc các keo đất giữ chặt. Các hợp chất của chì có khuynh hƣớng 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 [2].
Bên cạnh đó, chì tồn tại trong đất có nguy cơ gia tăng hàm lƣợng chì trong
nƣớc ngầm.
Sự ơ nhiễm các kim loại nặng trong mơi trƣờng (đất, nƣớc, sinh vật) có
thể ảnh hƣởng trực tiếp hoặc gián tiếp (thông qua chuỗi thức ăn) đến sức khoẻ
con ngƣời. Tuỳ theo từng chất mà có những tác động khác nhau đến các bộ phận
cơ thể.
1.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trong đất trên thế giới và ở Việt Nam
1.2.1.Tình hình ơ nhiễm KLN trên thế giới
Hiện nay, toàn thế giới đang chạy đua phát triển cơng nghiệp, các nƣớc
càng phát triển thì việc gây ơ nhiễm mơi trƣờng có xu hƣớng càng cao hơn và
hàm lƣợng KLN trong môi trƣờng cũng nhiều hơn.

11


Bảng 1.5. Hàm lƣợng chì trong đất của một số quốc gia
Quốc gia
Canada

Anh

Hà Lan
New ZeaLand

Mỹ
Nga

Nguồn phát sinh
Thuốc trừ sâu
Chế tạo Pb
Chế biến kim loại
Khai thác kim loại
Bên trong thành phố
Giao thông trong
thành phố
Vƣờn ngoại ô
Bùn thải
Khai thác kim loại
Giao thông
Sơn
Vƣờn ngoại ô
Nấu quặng
Bùn thải
Đất bên đƣờng
Chế biến kim loại

Hàm lƣợng Pb (ppm)
4 - 888

355 - 8.750
291 - 12.120
1.050 - 28.000
56 - 1.650
1.976
270 - 15.240
80 - 254
47 - 12.500
360 - 1.210
8.600
1 - 10.900
560 - 11.450
7.480
164 - 522
3.000
( Nguồn: Lê Huy Bá, 2006)

Phần lớn những nƣớc có nền cơng nghiệp phát triển thì việc gây ơ nhiễm
mơi trƣờng có xu hƣớng cao hơn và hàm lƣợng Pb trong đất ở những nƣớc này
cũng nhiều hơn.
Nhiều nƣớc Đông Âu trƣớc đây đã phát triển công nghiệp theo công nghệ
cũ và sử dụng rất nhiều loại chế phẩm nông nghiệp nên môi trƣờng đất và nƣớc
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].
1.2.2. Tình hình ơ nhiễm KLN ở Việt Nam
Việt Nam là một đất nƣớc đang trong thời kỳ cơng nghiệp hóa, hiện đại
hóa đã khuyến 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 trƣờng. Tình hình ơ nhiễm
kim loại nặng trong đất cũng ngày 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.

12


Theo Tổng cục Thống kê, số liệu về tình hình sản xuất và sử dụng chì
tại Việt Nam khơng thống kê cụ thể đƣợc do việc sản xuất hầu nhƣ mang tính
cá thể hoặc có tính gia đình với quy mô sản xuất nhỏ, nhƣ làng nghề nấu kim
loại phế liệu, vì thế cơ quan quản lý rất khó khăn trong việc đƣa ra con số
chính xác về sản xuất hay tiêu thụ. Tuy nhiên, qua niên giám thống kê năm
2001 của Nhà xuất bản Thống kê Hà Nội cho biết đƣợc một số sản phẩm
đƣợc sản xuất có sử dụng chì nhƣ: Pin acquy (1,5V) 130.000.000 cái/năm;
sơn hóa học: 57.000 tấn/năm; tivi: 1.158.000 cái/năm; thép thỏi: 1.700.000
tấn/năm; radio: 1.500.000 cái/năm; thép cán: 1.905.500 tấn/năm.
Theo nghiên cứu của tác giả Lê Văn Khoa và cộng sự (1999) tại khu vực
công ty pin Văn Điển và công ty Orion - Hanel, cho thấy làm lƣợng KLN trong
đất đều tƣơng đối cao.
Bảng 1.6. Hàm lƣợng KLN trong đất tại khu vực công ty pin Văn Điển và
Orion - Hanel
(Đơn vị: mg/kg)
Cu
31,42
25,54

Khu vực Văn Điển
Pb
Zn
Cd
32,63 268,25 0,985
25,28 256,08 0,910

Hg

0,122
0,096

Cu
21,34
18,22

Khu vực Hanel
Pb
Zn
Cd
27,93 44,50 0,312
21,46 39,25 0,275

Hg
0,078
0,034

(Nguồn: Lê Văn Khoa và cộng sự. 1999) [9].
Kết quả nghiên cứu của tác giả Nguyễn Ngọc Nông (2003) (bảng 1.7) cho
thấy hàm lƣợng của các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Cạn và Thái
Nguyên chƣa vƣợt quá TCCP nhƣng giá trị này tƣơng đối cao.
Bảng 1.7. Hàm lƣợng Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Cạn và Thái Nguyên
(Đơn vị: mg/kg)
Nguyên tố

Bắc Cạn

Thái Nguyên

Cd

0,46 - 1,05

0,78 - 1,59

Pb

1,87 - 3,12

1,25 - 2,98

As

1,25 - 2,98

1,88 - 5,12

(Nguồn: Nguyễn Ngọc Nông, 2003) [13].

13


Theo nghiên cứu của Cao Việt Hà (2012), đã tiến hành phân tích 50 mẫu
đất nơng nghiệp tại huyện Văn Lâm, tỉnh Hƣng Yên và đƣa ra kết quả: Hàm
lƣợng Pb trong đất dao động từ 24,25 - 948,77 ppm, hàm lƣợng Cu trong đất dao
động từ 21,91 - 91,06 ppm. Đất nông nghiệp liền kề các làng nghề tái chế kim
loại của xã Chỉ Đạo, các khu công nghiệp Phố Nối A và khu công nghiệp Nhƣ
Quỳnh đã bị ô nhiễm Cu và Pb, trong đó: Hàm lƣợng Cu tổng số vƣợt quá
QCVN 03: 2008/ BTNMT từ 1,28 - 1,82 lần, hàm lƣợng Pb tổng số vƣợt quá

QCVN 03: 2008/ BTNMT từ 2,14 - 13,55 lần. Đất tại khu vực làng nghề của xã
Chỉ Đạo bị ô nhiễm Pb rất nặng, hàm lƣợng Pb trong đất ở đây vƣợt 10,03 13,55 lần so với QCVN 03: 2008/ BTNMT [6].
1.3. Sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong đất.
1.3.1. Tiêu chuẩn lựa chọn loài thực vật sử dụng để xử lý KLN trong đất.
Trong một vùng ô nhiễm kim loại nặng nói chung và ơ nhiễm chì nói
riêng ta không nên áp đặt nhất thiết một phƣơng pháp xử lý mà nên kết hợp nhiều
cơng nghệ để có hiệu quả xử lý cao nhất và thời gian xử lý nhanh nhất có thể.
Khi sử dụng thực vật để cải tạo đất thì việc lựa chọn giống cây trồng là rất
quan trọng, lựa chọn để tìm đƣợc lồi thực vật phù hợp với điều kiện môi trƣờng
của vùng, khả năng tích luỹ các chất ơ nhiễm cao, mùa vụ thu hoạch ngắn. Tính
chất vật lý của đất ơ nhiễm là điều quan trọng cho việc lựa chọn giống cây trồng.
Để khơi phục bề mặt đất ơ nhiễm thì dùng những cây có rễ nơng trong khi
những cây có bộ rễ dài và sâu thì thích hợp cho vùng đất bị ô nhiễm ở tầng sâu.
Tuy nhiên sản phẩm (hoa, quả, củ…) của thực vật dùng trong việc khôi phục đất
khơng đƣợc sử dụng cho ngƣời và động vật vì nó sẽ gây ngộ độc qua q trình
chuyển hố sinh học của tháp dinh dƣỡng. Trong quá trình phát triển của thực
vật cũng cần bón phân hữu cơ để tăng khả năng hoạt động của rễ chuyển hoá
hoặc cố định kim loại, khi dùng phân P sẽ tăng sản lƣợng sinh khối và tăng khả
năng hấp thụ kim loại trong đất. Theo nghiên cứu của Chaney và cộng sự (1997)
[21], để đạt hiệu quả cao trong xử lý ô nhiễm, các lồi thực vật đƣợc chọn phải
có những tính năng sau:
14


 Có khả năng chống chịu đối với nồng độ kim loại cao.
 Có khả năng hấp thụ nhanh các kim loại trong mơi trƣờng đất, nƣớc.
 Có khả năng tích lũy kim loại nặng cao, kể cả nồng độ các ion này thấp
trong đất.
 Loài thực vật lựa chọn phải có sức chịu đựng tốt trong mơi trƣờng nhƣ
chịu hạn, chịu lạnh, giới hạn pH rộng, hàm lƣợng dinh dƣỡng thấp.

 Lồi thực vật có khả năng sinh trƣởng nhanh và cho sinh khối lớn.
Tuy nhiên, hầu hết các lồi thực vật có khả năng tích lũy kim loại nặng
cao là những lồi phát triển chậm và có sinh khối thấp, trong khi đó, các lồi
thực vật cho sinh khối nhanh thƣờng rất nhạy cảm với mơi trƣờng có nồng độ
kim loại cao [12].
1.3.2. Cơ chế loại bỏ KLN trong đất của thực vật
Thực vật khơng có tác dụng làm mất KLN trong đất, mà chỉ có vai trị
chuyển KLN từ dạng linh động sang dạng cố định.
Thực vật có khả năng tích lũy KLN trong sinh khối thơng qua bộ rễ. Bộ rễ
đảm nhiệm việc hút các KLN trong đất, theo thời gian, do quy tắc sinh tồn, cơ
thể thực vật có những biến đổi để thích nghi với nồng độ KLN cao trong đất.
Chất ơ nhiễm có thể đƣợc dự trữ trong các bộ phận của cây: thân, lá, rễ; đƣợc
thực vật bay hơi hay đƣợc thực vật tập trung, cố định xung quanh vùng rễ. Cơ
chế xử lý ô nhiễm của thực vật thông qua các q trình: cố định, chuyển dạng,
phân hủy, tích lũy và hóa hơi [4].

15


Hình 1.1. Cơ chế thực vật xử lý ơ nhiễm
(Nguồn: />Q trình cố định chất ơ nhiễm :
Thực vật làm giảm tính linh động và tiếp xúc sinh học của các chất ô
nhiễm trong môi trƣờng bằng cách cố định hoặc ngăn chặn sự di chuyển của các
chất ô nhiễm. Các chất ô nhiễm đƣợc hấp phụ trên bề mặt rễ, hoặc kết tủa trong
vùng quyển rễ [4], [7].
-

Quá trình chuyển dạng chất ô nhiễm của thực vật:
Rễ thực vật kết hợp với vi sinh vật làm chuyển hóa, làm phân rã chất ô

nhiễm hữu cơ, đồng thời rễ cây tiết ra một số loại axit hữu cơ nhƣ: axit oxalic,
xitric, glutanic,... để tạo phức với các ion kim loại. Q trình này chuyển các
chất ơ nhiễm độc hại thành dạng khơng độc hại hoặc ít độc hại [4].
- Q trình phân hủy chất ơ nhiễm của thực vật:
Khi các chất ô nhiễm xâm nhập vào rễ cây, nhờ các enzim do rễ cây tiết ra
mà quá trình trao đổi chất và chuyển hóa bên trong thực vật thực hiện, các chất ơ
nhiễm đƣợc phân hủy. Q trình này tƣơng đƣơng với q trình chuyển dạng [4].
- Q trình tích lũy chất ô nhiễm của thực vật:
16


Chất ơ nhiễm đƣợc loại khỏi mơi trƣờng và tích lũy trong các mô và cơ
quan của thực vật. Thông thƣờng, kim loại nặng thƣờng đƣợc tích lũy nhiều ở
rễ, thân và lá [4], [2].
-

Q trình hóa hơi :
Là sự lấy đi và vận chuyển các chất ô nhiễm do sự giải phóng các chất ơ

nhiễm hoặc dạng biến thể của chúng vào khí quyển thơng qua thốt hơi nƣớc.
Khi các chất ô nhiễm đƣợc thực vật hấp thụ, một số khơng biến đổi, một số biến
đổi trạng thái, tích lũy, trong các bộ phận khí sinh. Nếu ở dạng khí dễ bay hơi thì
sẽ bay hơi qua các mơ lá hoặc mô thân cây. Thực tế, lƣợng chất ô nhiễm bị hóa
hơi nhỏ, khơng đáng kể [4].
Nhƣ vậy thơng qua các cơ chế trên, thực vật có khả năng xử lý chất ô
nhiễm trong đất.
1.3.3. Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ơ nhiễm
Sinh khối thực vật chứa kim loại nặng là một nguồn ô nhiễm, đƣợc xem
xét nhƣ chất thải nguy hại, vì vậy cần phải đƣợc quản lý một cách chặt chẽ. Hiện
nay, trên thế giới đã có nhiều cách tiếp cận nhƣ làm nhiên liệu (biogas), nguyên

liệu cho thủ công, mỹ nghệ, chiết lấy kim loại quý, sử dụng sản xuất năng lƣợng
để phát điện, đốt cháy (tro hóa) để chơn lấp.
Trong các phƣơng pháp xử lý thì phƣơng pháp tro hóa thƣờng đƣợc sử
dụng nhất. Nghiên cứu chọn phƣơng pháp tro hóa sinh khối thực vật sau thu
hoạch rồi sau đó sẽ chơn lấp hoặc bê tơng hóa. Đây là phƣơng pháp đơn giản, an
tồn, sinh khối sau khi đốt có thể tích và khối lƣợng nhỏ, dễ dàng đem đi chôn
lấp [11].
Những thực nghiệm trong tƣơng lai tập trung phát triển hệ thống đốt và
các phƣơng pháp tái chế các kim loại khác nhau từ tro. Từ một lƣợng sinh khối
lớn của cây sau khi đốt chỉ còn lại khoảng 1 - 2 % khối lƣợng ban đầu. Lƣợng
sinh khối nhỏ này đƣợc xử lý bằng biện pháp bê tông hóa [7].

17