Nghiên cứu ảnh hưởng của chì đến một số chỉ tiêu sinh lý, sinh trưởng và hàm lượng tích tụ Pb trong các bộ phận của cây đậu bắp Abelmoschus esculentus L.

Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học i
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học i
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
LỜI CẢM ƠN
Với tấm lòng biết ơn sâu sắc, em xin chân thành cảm ơn cô giáo TS
Trần Khánh Vân và thầy giáo Th.S Nguyễn Viết Hiệp đã tận tình hướng
dẫn, giúp đỡ em trong suốt quá trình nghiên cứu và thực hiện đề tài.
Em xin chân thành cảm ơn các thầy cô khoa Sinh học- Trường Đại
học Sư phạm Hà Nội, đặc biệt các thầy cô trong tổ bộ môn Sinh lý thực
vật- Ứng dụng và các anh chị trong tổ Vi sinh vật- Viện Thổ nhưỡng Nông
hóa đã tạo mọi điều kiện cho em trong thời gian học tập và nghiên cứu. Và
gia đình, bạn bè, những người thân đã động viên giúp đỡ em trong suốt quá
trình thực hiện đề tài.
Dù đã có nhiều cố gắng nhưng do năng lực còn hạn chế nên trong
khóa luận của em không tránh khỏi những thiếu sót. Em rất mong được sự
chỉ bảo, đóng góp ý kiến của các thầy giáo, cô giáo để bài khóa luận của
em được hoàn chỉnh hơn.
Em xin chân thành cảm ơn!
Hà Nội, tháng 4 năm 2013
Người viết
Cao Thị Khương
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học i
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
MỤC LỤC
PHẦN MỘT: MỞ ĐẦU
I. LÝ DO CHỌN ĐỀ TÀI 1
1.1. Đặt vấn đề 1
1.2. Mục đích của đề tài 3
1.3. Nhiệm vụ và nội dung của đề tài 3

II. TỔNG QUAN TÀI LIỆU 4
2.1. Sơ lược về tình hình ô nhiễm Pb trên thế giới và ở Việt Nam. 4
2.1.1. Tình hình về ô nhiễm Pb trên thế giới 4
2.1.2. Tình hình về ô nhiễm Pb ở Việt Nam. 5
2.2. Độc tính của chì. 7
2.2.1. Ảnh hưởng của kim loại nặng Pb đến thực vật. 8
2.2.2. Ảnh hưởng của kim loại nặng Pb đến cơ thể con người 10
2.3. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm Pb
trên thế giới và Việt
Nam. 11
2.4. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của thực vật trong đất. 13
PHẦN II: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 16
1. Đối tượng thí nghiệm: 16
1.1. Yếu tố thí nghiệm 16
1.2. Cây trồng thí nghiệm: 16
a/ Đặc điểm sinh học 17
b/ Đặc điểm sinh thái. 17
1.3. Đất thí nghiệm 18
2. Phương pháp nghiên cứu 18
2.1. Phương pháp thu thập số liệu 18
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học ii
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
2.2. Phương pháp bố trí thí nghiệm 19
2.3. Phương pháp lấy mẫu phân tích. 20
3. Các chỉ tiêu nghiên cứu và phương pháp xác định 21
3.1. Các chỉ tiêu sinh lý- hóa sinh 21
3.1.1 Xác định hàm lượng diệp lục trong lá (Wettstein, 1957) 21
3.1.2. Xác định hoạt tính enzim catalaza theo phương pháp của Bach
Và Oparin 22
3.1.3. Xác định cường độ thoát hơi nước bằng phương pháp cân nhanh

(theo L.A. Ivanov) 23
3.2. Các chỉ tiêu sinh trưởng 24
3.3. Các chỉ tiêu năng suất 24
3.4. Động thái tích lũy kim loại nặng 24
4. Phương pháp xử lý số liệu 25
PHẦN III: NỘI DUNG 26
I. ẢNH HƯỞNG CỦA NỒNG ĐỘ CHÌ (Pb) ĐẾN MỘT SỐ CHỈTIÊU
SINH LÝ VÀ SINH TRƯỞNG CỦA CÂY ĐẬU BẮP
( A. esculentus) 26
1.1 Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục trong lá
đậu bắp 26
1.1.1 Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục a trong lá đậu
bắp
26
1.1.2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục b trong lá
đậu bắp 28
1.1.3. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục tổng số trong lá
đậu
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học iii
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
bắp
29
1.2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hoạt tính enzim catalaza trong lá đậu
bắp 31
1.3. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến cường độ thoát hơi nước của lá đậu
bắp 33
1.4. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến các chỉ tiêu sinh trưởng của cây đậu
bắp 35
1.4.1 Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến chiều cao cây đậu bắp 35
II. ẢNH HƯỞNG CỦA NỒNG ĐỘ CHÌ (Pb) ĐẾN CHỈ TIÊU NĂNG

SUẤT CỦA CÂY ĐẬU BẮP (A.
esculentus) 39
2.1. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến kích thước quả (chiều dài và đường
kính quả tươi) 39
2.2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến khối lượng quả đậu bắp tươi 40
III. ẢNH HƯỞNG CỦA NỒNG ĐỘ CHÌ ĐẾN SỰ TÍCH LŨY PB
TRONG CÁC BỘ PHẬN CỦA CÂY ĐẬU BẮP
(A. esculentus) 43
3.1. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến sự tích lũy Pb trong thân lá và trong rễ
của cây đậu
bắp 43
3.2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến sự tích lũy Pb trong quả tươi của cây
đậu
bắp 4
5
3.3. Đánh giá khả năng sử dụng cây đậu bắp (A. esculentus) làm cây đa
mục đích 48
PHẦN IV: KẾT LUẬN 50
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học iv
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
I. KẾT LUẬN 50
II. KIẾN NGHỊ 51
TÀI LIỆU THAM KHẢO 52
PHỤ LỤC
DANH MỤC KÝ HIỆU CÁC CHỮ VIẾT TẮT
AAS: Atomic Absorption Spectrophotometric (phương pháp quang phổ
hấp thụ nguyên tử)
ANOVA: Analysis of Variance (Phân tích phương sai)
BNN: Bộ Nông Nghiệp
BTNMT: Bộ tài nguyên môi trường

BYT: Bộ y tế
CEC: Cation Exchange Capacity ( khả năng trao đổi cation)
FAO: Food and Agriculture Organization of the Unit : Tổ chức Liên hợp
quốc về lương thực và nông nghiệp
EDTA: EthyleneDiamineTetraacetic Acid
EEA: European Economic Area ( Cục môi trường châu Âu)
ppm: part per million( nồng độ phần triệu)
QCVN: Quy chuẩn Việt Nam
SPSS: Statistical Package for the Social Sciences (một chương trình máy
tính phục vụ công tác thống kê)
TCVN: Tiêu chuẩn Việt Nam
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học v
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
UNESCO: United Nations Educational, Scientific and Cultural
Organization (Tổ chức Giáo dục, Khoa học và Văn hóa của Liên hiệp
quốc)
WHO: World Health Organization (Tổ chức Y tế Thế giới)
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục a trong lá đậu
bắp
27
Bảng 2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục b trong lá
đậu
bắp
.28
Bảng 3. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hàm lượng diệp lục tổng số trong
lá đậu
bắp 3
0
Bảng 4. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến cường độ thoát hơi nước của lá

đậu
bắp
.34
Bảng 5. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến chiều cao cây (cm) 36
Bảng 6. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến tốc độ tăng trưởng chiều cao cây
(cm/
ngày)
37
Bảng 7. Sự tích lũy Pb trong thân lá và trong rễ ở các nồng độ Pb khác
nhau 44
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học vi
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Bảng 8. Kết quả sự tích lũy Pb trong quả đậu bắp ở một số mẫu 47
DANH MỤC HÌNH
Hình 1. Cây đậu bắp 16
Hình 2. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến hoạt tính enzim catalaza trong lá
đậu bắp 31
Hình 3. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến kích thước quả đậu bắp
tươi 39
Hình 4: Kích thước quả đậu bắp 40
Hình 5. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến khối lượng quả đậu bắp
tươi 41
Hình 6. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến sự tích lũy Pb trong thân lá và
trong rễ của cây đậu bắp.
44
Hình 7. Ảnh hưởng của nồng độ Pb đến sự tích lũy Pb trong quả
đậu bắp tươi 46
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học vii
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học viii

Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
PHẦN MỘT: MỞ ĐẦU
I. LÝ DO CHỌN ĐỀ TÀI
1.1. Đặt vấn đề
Hiện nay cùng với sự phát triển về kinh tế- xã hội thì nhu cầu của con
người về các mặt hàng thiết yếu ngày càng tăng trong đó có rau xanh- thực
phẩm không thể thiếu trong mỗi bữa ăn hàng ngày. Rau xanh có vai trò vô
cùng quan trọng đối với sức khỏe của con người. Rau xanh là loại thực
phẩm cần thiết cho cuộc sống hàng ngày và không thể thay thế được. Rau
không chỉ cung cấp một lượng lớn vitamin A, B, C mà còn cung cấp một
phần các nguyên tố vi, đa lượng rất cần thiết trong cấu tạo tế bào trong
khẩu phần ăn hàng ngày. Ngoài ra rau xanh còn cung cấp xenluloz giúp cho
cơ thể tiêu hóa thức ăn, dễ dàng đào thải colesterol và các chất độc khác ra
khỏi cơ thể. Đặc biệt, rau xanh còn là một nguồn dược liệu quý góp phần
bảo vệ sức khỏe con người. Tóm lại rau xanh giúp cải thiện tình trạng
sức khỏe như tăng cường khả năng miễn dịch của cơ thể để phòng
chống các bệnh tật, chống stress và tăng cường minh mẫn. Nhưng nếu
trong rau xanh chứa một lượng lớn kim loại nặng thì sẽ gây hại cho con
người.
Điều này đặt ra câu hỏi: nguyên nhân nào dẫn đến rau xanh bị nhiễm
kim loại nặng? Có rất nhiều nguyên nhân dẫn đến rau xanh nhiễm kim loại
nặng như: do đất nông nghiệp, nước tưới bị ô nhiễm, do quá trình canh
tác Sự phát triển các ngành công nghiệp (như khai thác mỏ, luyện kim
của kim loại nặng, ), khu công nghiệp, các làng nghề (như tái chế pin,
đúc đồng, chạm bạc, ắc qui ) và sự đô thị hóa trong thời gian qua đã và
đang dẫn tới tình trạng ô nhiễm môi trường xung quanh những nơi đó ngày
càng trầm trọng. Đồng thời, do chạy theo lợi nhuận, muốn tăng năng suất,
tăng sản lượng rau xanh nhằm kiếm thu nhập cao dẫn tới người dân ngoài
việc canh tác ngay trên vùng đất bị ô nhiễm còn sử dụng quá mức thuốc
bảo vệ thực vật, phân bón hóa học, hóa chất bảo quản Chính những vấn

đề trên là những nguyên nhân gây nên tình trạng rau xanh bị nhiễm kim
loại nặng. Theo Báo Lao Động số 288 ngày 12/12/2008 thì trung bình 33
km
2
mới có một điểm bán rau an toàn. Theo chi cục Bảo vệ thực vật Hà
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 1
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Nội, sản lượng rau an toàn của thành phố hàng năm chỉ đáp ứng được gần
14% nhu cầu rau xanh của người dân thủ đô. Một thực trạng đáng báo động
ở nước ta
Trước tình trạng đó vấn đề bức thiết được đặt ra là cần phải tìm ra
biện pháp cải thiện và xử lý vấn đề ô nhiễm kim loại nặng trong rau xanh.
Để giải quyết vấn đề này, trước hết cần phải giải quyết vấn đề ô nhiễm kim
loại nặng trong môi trường đất đặc biệt là tại các vùng trồng rau. Nhằm cải
tạo môi trường đất, trong những năm gần đây, các nhà nghiên cứu đang nỗ
lực tìm những phương pháp khác nhau làm giảm sự ô nhiễm kim loại nặng.
Xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng có rất nhiều các phương pháp truyền
thống đã được sử dụng, song hầu hết các phương pháp này rất tốn kém về
kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích Do vậy vấn đề lại
đặt ra là phải tìm ra phương pháp có thể giải quyết những hạn chế đó. Và
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, người ta
đã bắt đầu chú ý đến khả năng sử dụng thực vật để xử lý môi trường và
phương pháp xử lý ô nhiễm kim loại nặng bằng thực vật đang được coi là
hướng phát triển mới và tiềm năng [14],[17].
Tuy nhiên, hầu hết hiện nay các nghiên cứu về xử lý kim loại nặng
nhờ thực vật đều chủ yếu nghiên cứu tới hướng tìm ra loài thực vật có khả
năng tích tụ một lượng lớn kim loại nặng như cỏ vetiver, rau cải xanh
(Brassica junsea), hoa ngũ sắc, dương xỉ, cỏ mần trầu, bèo tây, rau muống
và một số loài rau ăn lá khác…[25] mà chưa có nhiều nghiên cứu đi sâu về

các loài thực vật đa mục đích- là thực vật vừa có khả năng tích lũy kim loại
nặng vừa có khả năng cho thương phẩm phù hợp với quy định cho phép
(QCVN 8- 1: 2011/BYT) [19]. Vì hạn chế về thời gian nên tôi chỉ nghiên
cứu với đối tượng kim loại là chì (Pb) trên đối tượng cây đậu bắp.
Xuất phát từ những lý do trên chúng tôi tiến hành nghiên cứu đề tài:
“ Bước đầu nghiên cứu ảnh hưởng của chì (Pb) đến một số chỉ tiêu sinh lý,
sinh trưởng và hàm lượng tích tụ Pb trong các bộ phận của cây đậu bắp
(Abelmoschus esculentus L.)”.
1.2. Mục đích của đề tài
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 2
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Nghiên cứu mức độ ảnh hưởng của các nồng độ Pb khác nhau đối với
quá trình sinh trưởng và hàm lượng tích tụ Pb trong các bộ phận của cây
đậu bắp trên đất xám bạc màu sử dụng cho trồng trọt nhằm:
- Đánh giá tác động do ô nhiễm Pb trong môi trường đất đối với cây
đậu bắp.
- Xác định cây đa mục đích vừa có khả năng giải quyết vấn đề ô
nhiễm kim loại nặng trong đất đồng thời vẫn cho thương phẩm.
- Góp phần xây dựng cơ sở khoa học cho các nghiên cứu về khả
năng tích lũy của các kim loại nặng trong thực vật và giới hạn gây độc đối
với thực vật khảo sát.
1.3. Nhiệm vụ và nội dung của đề tài
Để thực hiện mục đích trên, chúng tôi tiến hành xác định các chỉ tiêu
sau:
- Chỉ tiêu sinh lí: hàm lượng diệp lục, hoạt tính enzim catalase,
cường độ thoát hơi nước.
- Chỉ tiêu sinh trưởng: chiều cao cây
- Chỉ tiêu năng suất: khối lượng quả, chiều dài và đường kính quả
- Sự tích tụ kim loại nặng trong các bộ phận của cây đậu bắp.
II. TỔNG QUAN TÀI LIỆU

Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 3
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
2.1. Sơ lược về tình hình ô nhiễm Pb trên thế giới và ở Việt Nam.
2.1.1. Tình hình về ô nhiễm Pb trên thế giới
Hiện nay vấn đề ô nhiễm kim loại nặng xảy ra ở nhiều nước trên thế
giới và đang ngày một nghiêm trọng đặc biệt là ô nhiễm chì (Pb).
Các khu vực khai thác mỏ, khoáng sản, khu công nghiệp và các thành
phố lớn là những nguồn phát thải một lượng lớn kim loại nặng. Chúng có
khả năng tồn tại trong môi trường và vấn đề này không đáng lo ngại nhiều
nếu chúng không xâm nhập được vào cơ thể và hệ sinh thái. Điều đáng
quan tâm nhất là kim loại nặng có tính bền vững, khó phân hủy trong điều
kiện bình thường và có khả năng xâm nhập và tích tụ đến mức độ gây độc
cho con người, sinh vật và hệ sinh thái.
Ở các khu vực luyện kim, vùng khai thác quặng khoáng sản thì hàm
lượng Pb trong đất khoảng 1500 μg/g (hay còn viết là 1500 ppm), cao gấp
15 lần so với mức độ bình thường, ví dụ như khu vực xung quanh nhà máy
luyện kim ở Galena, Kansas (Mỹ), hàm lượng Pb trong đất 7600 μg/g.
Theo Lim H. S và cộng sự (2004), tại mỏ vàng- bạc Sonchoen đã bỏ hoang
ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn còn bị ô nhiễm một số
kim loại ở mức cao. Theo tác giả thì bãi thải đuôi quặng ở đây là nguồn
điểm gây ô nhiễm các kim loại trong đất. Đa số cây trồng ở các khu đất bị ô
nhiễm kim loại đã bị nhiễm asen (As), chì (Pb) và kẽm (Zn) [25].
Vào đầu thập kỷ 80, nhiều trẻ em ở Paris (Pháp) mắc một chứng bệnh
rất giống nhau mà các bác sĩ nghi ngờ là do hội chứng rối loạn tiêu hoá.
Kết quả kiểm tra dịch tễ học thực hiện tại Bệnh viện Troussean năm 1985
đã phát hiện một hiện tượng: hàm lượng Pb trong máu của 2.600 trẻ em
cao gấp nhiều lần tiêu chuẩn cho phép của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO).
Nguyên nhân nhiễm độc Pb ở trẻ em Pháp là do các em hay ăn những mảnh
sơn tường nhà bị bong ra có vị ngọt. Bởi sơn tường nhà có chứa những hạt
trắng, đó là chì axetat [36].

Việc tái tạo các ắc qui, pin cũng là nguồn quan trọng gây nhiễm độc
Pb. Trên thế giới có tới 63% các nhà máy ắc qui, pin dùng Pb. Ở Mehico,
Caribe, Ấn Độ, công nghiệp quy mô gia đình sản xuất ắc qui, pin thì toàn
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 4
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
gia đình bị nhiễm độc Pb cực cao. Ở Jamaica, trẻ em sống gần nơi nấu Pb
có mức Pb trong máu cao hơn 3 lần so với nơi khác. Năm 1991, một sự
kiện bùng nổ nhiễm Pb ở Trinidad và Tobaco đã làm cho môi trường đất ô
nhiễm Pb trầm trọng, mức Pb trong máu của trẻ em vùng này thay đổi từ
17 μg/ dl lên 235 μg/ dl với mức trung bình 72 μg/ dl. Năm 2009, các nhà
sản xuất pin Trung Quốc đã thải ra 12 triệu tấn nước thải ô nhiễm kim loại
nặng đặc biệt là kim loại Pb và 22 triệu tấn chất thải rắn dẫn tới vấn nạn
xung quanh các nhà máy pin luôn là nỗi ám ảnh “làng ung thư”. Và theo
một nghiên cứu khác ở Thụy Sĩ, trong một vùng công nghiệp, những ai
sống ở gần đường cao tốc với lưu lượng giao thông lớn (từ 5.000 – 6.000 ô
tô đi qua trong một ngày) thì nguy cơ bị ung thư cao gấp 9 lần cao hơn so
với những người sống cách con đường đó 400 m. Tuy nhiên, Pb không phải
nguyên nhân duy nhất nhưng Pb là nguyên nhân chủ yếu. Ngày nay, hàm
lượng Pb trong cơ thể người Mỹ cao hơn 400 lần so với mức độ tự nhiên
của cơ thể. Một trong những giải thích tại sao đó là do việc sử dụng xăng
pha chì làm nguyên liệu động cơ, mặc dù lượng Pb trong xăng dầu pha chỉ
chiếm 2,2% tổng lượng Pb sử dụng. Ước tính khoăng 90% tổng lượng Pb
phát thải vào không khí do dùng xăng pha chì [8].
Và ở châu Á là một trong những nơi có tình trạng ô nhiễm kim loại
nặng đặc biệt Pb cao trên thế giới, trong đó có Trung Quốc với hơn 10%
đất bị nhiễm độc Pb, hay tại Thái Lan theo Viện Quốc Tế quản lý nhà nước
thì 154 ruộng lúa thuộc tỉnh Tak đã nhiễm Pb cao gấp 94 lần so với tiêu
chuẩn cho phép [2].
2.1.2. Tình hình về ô nhiễm Pb ở Việt Nam.
Ở nước ta, tình hình ô nhiễm kim loại nặng nhìn chung không phổ

biến. Tuy nhiên, nhiều trường hợp cục bộ như ở các khu khai thác quặng,
khu công nghiệp, đặc biệt là ở những làng nghề tái chế kim loại, tình trạng
ô nhiễm kim loại nặng đang diễn ra khá trầm trọng. Trong thời gian qua,
tình trạng khai thác khoáng sản trái pháp đang diễn ra lan tràn ở một số đại
phương (Thái Nguyên, Cao Bằng, Tuyên Quang…).
Tình trạng ô nhiễm Pb cũng gia tăng nhanh chóng trong môi trường,
mức độ ô nhiêm Pb nghiêm trọng nhất vẫn là ở các thành phố lớn, các khu
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 5
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
dân cư, khu công nghiệp. Đặc biệt, theo thống kê hiện nay, nước ta hiện có
trên 800.000 cơ sở sản xuất công nghiệp, với khoảng hơn 130 khu công
nghiệp- khu chế xuất tập trung và gần 90% cơ sở sản xuất công nghiệp
chưa có hệ thống xử lý nước thải. Như tại thành phố Hồ Chí Minh, kết quả
phân tích hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất vùng trồng lúa khu
vực phía Nam thành phố cho thấy hàm lượng đồng (Cu), kẽm (Zn), chì
(Pb), thủy ngân (Hg), crôm (Cr) trong đất trồng lúa chịu ảnh hưởng trực
tiếp của nước thải công nghiệp phía Nam thành phố đều tương đương hoặc
cao hơn ngưỡng cho phép (TCVN 7209: 2002) đối với đất sử dụng cho
mục đích nông nghiệp. Trong đó hàm lượng Cd vượt quá tiêu chuẩn cho
phép 2,3 lần; Zn vượt quá 1,76 lần [22].
Theo tác giả Phạm Ngọc Thúy, tại huyện Đông Anh (Hà Nội), hàm
lượng Pb trong đất, nước tưới tại các khu trồng ra đều vượt ngưỡng tiêu
chuẩn cho phép [23].
Theo tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa (2001) một số mẫu đất ở làng
nghề tái chế chì ở Chỉ Đạo – Văn Lâm- Hưng Yên. Có hàm lượng
Cu: 43,68- 69,68 mg/kg, Pb: 147,06- 661,2 mg/kg…( hầu hết đều vượt quá
mức giới hạn kim loại nặng trong đất theo TCVN- 2008). Trong số 9 mẫu
nước phân tích Pb có 7 mẫu vượt quá giới hạn cho phép dùng cho nước
sinh hoạt (0,05 mg/l) từ 0,07- 10,83 mg/l chiếm 77,78%; 5 mẫu vượt quá
giá trị giới hạn dùng cho các mục đích khác. Như vây, môi trường bị ô

nhiễm đã ảnh hưởng trực tiếp đến năng suất cây trồng và đặc biệt là tới sức
khỏe người dân trong xã [7].
Và một nguyên nhân không thể kể tới đó là rác sinh hoạt, đặc biệt rác
thải đô thị cũng là một nguồn gia tăng lượng kim loại nặng trong đất. Tại đa
số đô thị hiện nay, tỉ lệ thu gom rác còn thấp, thậm chí có một số đô thị
chưa có đơn vị thu gom và nơi tập kết rác. Ở Hà Nội, một trong những đô
thị có tỉ lệ thu gom rác cao nhất, cũng chỉ đạt tỉ lệ dao động khoảng
70- 80% /năm. Lượng rác thải còn lại tồn đọng ở các nước ao hồ, ngõ xóm,
kênh mương, theo dòng nước mưa chảy tràn gây ô nhiễm môi trường. Và
theo các nhà khoa học, thì có khoảng 70- 80% các nguyên tố kim loại nặng
trong nước thải lắng xuống bùn trên đường đi của nó. Do đó việc sử dụng
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 6
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
bùn thải làm phân bón được coi là một trong những nhân tố cao có nguy cơ
gây ô nhiễm kim loại nặng [22].
Ngoài ra, hoạt động nông nghiệp cũng chính là một nguồn gây ô
nhiễm kim loại nặng. Việc lạm dụng các loại phân bón hóa học, hóa chất
bảo vệ thực vật đã làm gia tăng lượng tồn dư các kim loại như As, Cd, Hg
và Zn trong đất. Sự phát triển và mở rộng các làng nghề thủ công đi kèm
với việc sử dụng ngày càng nhiều hóa chất song hầu hết các làng nghề ở
nước ta hiện nay đều không có biện pháp xử lý chất thải, gây ô nhiễm môi
trường, trong đó có môi trường đất.
2.2. Độc tính của chì.
Các kim loại nặng: Zn, Cu, Cd…chiếm một tỷ lệ rất nhỏ so với khối
lượng cơ thể thực vật, động vật, con người nhưng lại rất cần thiết đối với
đời sống của động- thực vật nếu hàm lượng của chúng là phù hợp. Kim loại
nặng thực hiện nhiều chức năng sinh học quan trọng và là những nguyên tố
hóa học rất cần thiêt đối với sự sinh trưởng và phát triển của sinh vật. Đồng
thời con người đã phát hiện ra mối liên quan khắng khít giữa các nguyên tố
vi lượng (kim loại nặng) và một số lớn các hệ enzym được hoạt hóa bằng

kim loại nặng.
Tuy vậy khi hàm lượng kim loại nặng trong cơ thể thực vật, động
vật, con người vượt quá giới hạn cho phép thì trở nên độc hại dẫn tới các
bệnh tật và nguy hiểm hơn có thể gây tử vong. Bởi vì các ion kim loại
nặng, đặc biệt Hg
2+
, Pb
2+
, Cd
2+
là những chất kìm hãm mạnh sự hoạt động
của các enzyme cơ thể, có thể do: các cation kim loại này tác động lên các
nhóm hoạt động có chứa lưu huỳnh : SH
-
, SCH
3
-
, các nhóm này là thành
phần trong cấu trúc enzyme như methionin, cystein. Kim loại nặng tác
dụng với nhóm SH
-
của enzyme.
Ví dụ:
[enzyme] + Hg
2+
[enzyme] Hg + H
+
Hoặc kim loại nặng có cùng kích thước và điện tích với kim loại có
mặt trong enzyme thì chúng có thể thay đổi cho nhau kết quả là enzym sẽ
bị kìm hãm hoạt động [3].

Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 7
SH
SH
S
S
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Ví dụ: Pb thay thế kẽm trong enzyme axit δ- aminolevulinic
dehydratase (ALAD) và do đó gây ức chế quá trình tổng hợp hem (là một
nhóm không chứa protein, có nhân sắt được bao bọc bởi các dị vòng hữu
cơ porphirin; là thành phần quan trọng của hemoglobin và các enzyme có
chứa hem như các sắc tố tế bào- cytochrome) [1].
2.2.1. Ảnh hưởng của kim loại nặng Pb đến thực vật.
Chì là kim loại có màu xanh xám, rất mềm. Chì là nguyên tố nhóm
IV, số thứ tự 82 trong bảng hệ thống tuần hoàn, khối lượng nguyên tử
207,21; khối lượng riêng d= 11,34 g/cm
3
; thường tồn tại ở dạng hóa trị 2+;
chiếm khoảng 1,6.10
-3
% khối lượng vỏ trái đất, trong khi đó trong đất
trung bình là 10
-3
% (Voitkevits et al., 1985). Nguồn phát thải Pb nhân tạo
chủ yếu trong quá trình khai khoáng, nấu quặng, chế tạo pin, chất dẻo tổng
hợp, sơn và khói bụi động cơ…
Theo nghiên cứu của Pallavi Sharma và cộng sự, mặc dù Pb không
phải là một yếu tố cần thiết đối với thực vật, nhưng Pb lại được dễ dàng
hấp thu và tích lũy trong các bộ phận khác nhau của cây. Sự hấp thu Pb của
thực vật phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: độ pH, đặc tính của đất, khả năng
trao đổi cation trong đất, cũng như các thông số lý hóa học khác và loài

thực vật. Khi lượng Pb dư thừa trong đất vượt quá ngưỡng chịu của cây sẽ
gây ra một số triệu chứng ngộ độc đối với thực vật như phát triển còi cọc,
lá úa vàng, ức chế quá trình quang hợp, rối loạn trao đổi dinh dưỡng
khoáng và cân bằng nước… [32].
- Chì ảnh hưởng tới hoạt động của các enzim: Giống như các kim
loại nặng khác, Pb ảnh hướng đến hoạt tính của một loạt các enzim bằng
các con đường chuyển hóa khác nhau. Khi Pb ở nồng độ cao, Pb ức chế sự
hoạt động của các enzim. Điều này là do sự tương tác của Pb với nhóm
enzim –SH, tương tác với các nhóm tự do –SH có mặt trong trung tâm hoạt
động của enzim. Bên cạnh đó, một số enzim lại hoạt động mạnh khi có mặt
Pb. Ví dụ, cây đậu tương trồng trong môi trường được xử lý Pb từ 20- 100
ppm, kết quả cho thấy một số enzim gia tăng hoạt động như γ- amylaza,
peroxidaza trong lá ( Lee et al, 1976) [30]. Ngoài ra, Pb thúc đẩy sự hình
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 8
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
thành các phản ứng oxi hóa trong thực vật, làm cho thực vật bị strees, dẫn
đến gia tăng sự hoạt động của các enzim chống oxi hóa [32].
Với các loài thực vật với nhau thì ảnh hưởng của Pb tới sự hoạt động
của các enzim là khác nhau.
- Chì ảnh hưởng đến quá trình quang hợp: Đa số, Pb có ảnh hưởng
tiêu cực đến quá trình quang hợp của cây. Kết quả này là do các ion Pb
2+
làm thay đổi cấu trúc của lục lạp, hạn chế quá trình tổng hợp các chất hiệp
lục, caroten, cản trở quá trình vận chuyển điện tử, ức chế sự hoạt động của
các enzim trong chu trình Canvil… Chì ức chế quá trình tổng hợp chất diệp
lục bằng cách làm suy giảm khả năng hấp thu của các nguyên tố cần thiết
như sắt, magiê (Burzynski, 1987) [28]. Nó làm tổn hại bộ máy quang hợp
do mối quan hệ của Pb với protein N (Ahmed và Tajmir-Riahi, 1993)
[27]. Chất diệp lục b bị ảnh hưởng hơn so với chất diệp lục a (Vodnik et
al., 1999) [33]. Tuy nhiên, khi nồng độ Pb ở nồng độ thấp thì Pb lại được

coi là chất thúc đẩy quá trình tổng hợp diệp lục trong lá [32].
- Ảnh hưởng đến quá trình trao đổi nước: Sự suy giảm trong tỷ lệ
thoát hơi nước và hàm lượng nước trong các mô trong lá tăng khi tiếp xúc
với chì. Có nhiều cơ chế khác nhau đã được đề xuất để giải thích cho sự
suy giảm tỷ lệ thoát hơi nước và hàm lượng nước do Pb gây nên. Một trong
những cơ chế được chấp nhận nhiều là do Pb khi xâm nhập vào tế bào thực
vật thì Pb tồn tại chủ yếu ở vách tế bào và gian bào và khi có hàm lượng
lớn Pb ở tế bào cây thì sẽ làm giảm kích cỡ của khí khổng làm cho quá
trình thoát hơi nước của cây giảm so với cây trồng [32].
Tóm lại, Pb ít có ảnh hưởng tới sinh trưởng và phát triển của thực vật
nhưng khi nồng độ Pb quá cao, vượt ngưỡng chịu của cây thì nó có ảnh
hưởng tiêu cực tới toàn bộ quá trình sống của cây.
2.2.2. Ảnh hưởng của kim loại nặng Pb đến cơ thể con người.
Chì và các hợp chất của Pb rất có hại cho cơ thể con người và động
vật. Chì đi vào cơ thể con người qua nước uống, không khí và đặc biệt là
thức ăn bị nhiễm Pb. Chì có độc tính rất cao với cơ thể con người vì trong
cơ thể người, Pb trong máu liên kết với hồng cầu- gây trở ngại cho khả
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 9
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
năng hấp thu và đào thải của cơ thể, và tích tụ trong xương. Chì sau khi đi
vào cơ thể, 90%- 95% sẽ hình thành chất Pb
3
(PO
4
)
2
vào trong xương và chỉ
một ít được bài tiết khỏi cơ thể. Khi Pb tích tụ trong cơ thể đến một nồng
độ nhất định sẽ gây nên ngộ độc Pb. Dấu hiệu nhận biết khi cơ thể nhiễm
độc Pb là mặt vàng nhợt, váng đầu, mệt mỏi, chán ăn, uể oải, đau khớp và

nếu ngộ độc Pb nặng hơn sẽ có các chứng bệnh thiếu máu hoặc làm rối
loạn chức năng của thận, phá hủy não (nồng độ Pb trong máu 0,5- 0,8
ppm), thậm chí có thể gây chết song các dấu hiệu này thường xuất hiện âm
thầm, khó mà phát hiện được sớm [11].
Thông thường thì trẻ em bị tác hại của chì trầm trọng hơn so với
người trưởng thành, đặc biệt là những trẻ dưới 6 tuổi vì hệ thần kinh của trẻ
còn non yếu cũng như khả năng thải độc của cơ thể chưa hoàn thiện. Khi
nồng độ Pb trong máu là 6 mg/dl, quá trình truyền thông tin giữa các tế bào
thần kinh và các tế bào khác bị ngưng trệ. Hậu quả là não của trẻ phát triển
ở mức thấp, không đạt chuẩn về chỉ số thông minh. Những biểu hiện này
không xuất hiện khi còn nhỏ mà tạo tiền đề cho giai đoạn sau này. Theo các
nhà nghiên cứu, cứ tăng 10 mg/dl Pb trong máu thì chỉ số IQ giảm 5 điểm,
nhiều nhất ở nhóm dưới 2 tuổi. Ngoài ra, một số triệu chứng ngộ độc Pb ở
trẻ như: gây rối loạn tiêu hóa, nôn, tiêu chảy, biếng ăn, hay đau bụng từng
cơn dữ dội, kéo dài từ vài giờ đến vài ngày. Thậm chí, khi nồng độ Pb cao
trong cơ thể gây phù não, phá hủy tế bào não, dẫn tới trẻ bị co giật, hôn mê
nguy hiểm đến tính mạng. Trẻ sống sót có di chứng thần kinh không phục
hồi. Còn ở người lớn, khi ngộ độc Pb thường hay đau từ các ngón chân,
tay; bắp thịt mỏi, nhức đầu, đau bụng, tăng huyết áp, thiếu máu, làm giảm
trí nhớ, sẩy thai, kém sản xuất tinh trùng… Lâu ngày bệnh trở thành mãn
tính, đưa tới suy thận, tổn thương thần kinh ngoại vi, giảm chức năng bộ
não.
Một điều nguy hiểm là thời gian để cơ thể phân hủy Pb là rất lâu.
Thời gian bán hủy để thải Pb ra khỏi thận là 7 năm, trong xương là từ
20- 30 năm (WHO, 1995 trích trong Lars Jarup, 2003) [29]. Do đó, tác hại
của Pb đối với cơ thể thường hay kéo dài [11].
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 10
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
2.3. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý đất ô nhiễm
Pb trên thế giới và Việt Nam.

Vấn đề ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất, nước không chỉ
là vấn đề riêng của mỗi quốc gia mà còn là vấn nạn cần giải quyết của mọi
quốc gia. Thực chất từ sau những năm 70 của thế kỷ XX, các nhà khoa học
trên thế giới đã bắt đàu nghiên cứu việc sử dụng thực vật có khả năng hấp
thụ kim loại cao ( Hyperaccumulater) để xử lý những vùng đất bị ô nhiễm,
đặc biệt là những vùng khai thác khoáng với việc thải bỏ lượng lớn các kim
loại nặng ra môi trường.
Đến nay, các nghiên cứu cho thấy có khoảng 400 loài thực vật có
khả năng hấp thụ kim loại nặng thuộc các họ: Asteraceae, Brassicaceae,
Caryophyllaceae, Cyperaceae, Fabaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae
và Euphobiacea. Trong đó, họ Cải (Brassicaceae) có số lượng lón nhất
gồm 11 loài và 87 giống. Các loài thuộc chi Thlaspi thường hấp thụ nhiều
hơn một kim loại nặng. Ví dụ như: T. caerlescence hấp thụ Cd, Ni, Pb,
Zn… [25].
Nghiên cứu cho thấy, các loài thực vật có khả năng hấp thu kim loại
nặng khác nhau và có sự phân bố kim loại nặng trong các phần của cây
cũng khác nhau. Ở cùng một nồng độ Pb 50 μg/ml, hướng dương tích lũy
vào rễ là 4391 μg Pb/g sinh khối khô, lớn hơn bìm bìm (1020 μg Pb/g sinh
khối khô) và tích lũy vào lá là 232 μg Pb/g sinh khối khô nhỏ hơn ở bìm
bìm: 686 μg Pb/g sinh khối khô… [25].
Nguy cơ ô nhiễm kim loại nặng ở nước ta rất đáng chú ý vì nước ta
đang trong thời kỳ công nghiệp hóa- hiện đại hóa cùng tốc độ công nghiệp
hóa nhanh trong khi quy hoạch đô thị chưa ổn định. Các khu công nghiệp
được xây dựng xen kẽ với khu dân cư và vùng sản xuất nông sản, thủy sản
gây ô nhiễm môi trường nước, đất và chuyển hóa vào cây trồng ảnh hưởng
đến sức khỏe người tiêu dùng. Qua nhiều tài liệu cho thấy ngành công
nghiệp sản xuất sơn, bột màu gây ô nhiễm Pb, Zn và thuốc trừ sâu gây ô
nhiễm Pb, As, Cd,… Ô nhiễm Pb ở nước ta ngày càng trầm trọng do nguồn
nguyên liệu xăng pha Pb ngày càng được sử dụng nhiều để chạy động cơ.
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 11

Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Kết quả nghiên cứu của Bùi Cách Tuyến và cộng sự được tiến hành
năm 1997- 1998 về khả năng tích tụ kim loại nặng của cây rau muống, súp
lơ tại Xã Vĩnh Lộc- huyện Bình Chánh và xã Xuân Thới Thượng- huyện
Hóc Môn đã chỉ ra mối tương quan chặt chẽ giữa dư lượng Cu, Zn, Cr, Pb,
Cd có trong đất trồng và dư lượng kim loại nặng có trong cây trồng [24].
Từ những năm 1999- 2000, Nguyễn Văn Hải và các cộng sự tại
trường Đại học Sư phạm Hà Nội đã có những kết quả nghiên cứu về mối
liên quan giữa tỷ lệ các chất kim loại nặng có trong đất và nước đối với một
số cây trồng như cải bắp, su hào, cà rốt, cà chua ở Gia Lâm- Hà Nội, Gia
Lương- Hà Bắc (nay thuộc huyện Lương Tài và Gia Bình- Bắc Ninh). Kết
quả cho thấy môi trường đất trồng, nước tưới chứa kim loại nặng càng
nhiều thì hàm lượng kim loại nặng có trong rau càng cao.
Lê Đức, Nguyễn Xuân Huân và cộng sự (2005) khi nghiên cứu về
khả năng chống chịu kim loại nặng của cải xanh (Brassica juncea) cho thấy
nồng độ Pb cho đất là 1300 ppm trở lên bắt đầu có ảnh hưởng đến sinh
trưởng của cải xanh.
Nguyễn Xuân Cự và các cộng sự tiến hành nghiên cứu sự thu hút Cu,
Pb, Zn và tìm hiêu khả năng sử dụng phân bón để giảm thiểu sự tích lũy
cúng trong rau cải xanh và rau xà lách. Kết quả cho thấy hàm lượng Pb tích
lũy trong rau tỷ lệ thuận với nồng độ ô nhiễm Pb trong đất và nồng độ Pb
trong đất kìm hãm ức chế quá trình sinh trưởng và phát triển của cây cải
xanh và cây xà lách [5].
Võ Văn Minh và các công nghiên cứu khả năng tích lũy kim loại
nặng của cỏ vetiver. Kết quả cho: sau 3 tháng trồng, cỏ vetiver đã hấp thu
từ 0,28 đến 5,87 mg Pb /10kg đất, ngoài ra còn hấp thu từ 0,05 đến
0,23 mg Cd /10kg đất; từ 19,78 đến 39,51 mg Zn /10kg đất; từ 0,68 đến
3,35mg Cu /10kg đất. Kết quả này cao hơn khả năng hấp thụ kim loại nặng
của các loài sinh vật siêu tích tụ (hyperaccumulation) như Brassica juncea,
Thlaspi caerulescens, and Arabidopsis hallerii từ 10 đến 100 lần. Điều đó

đã chứng tỏ việc sử dụng cỏ vetiver để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng là
giải pháp có tính khả thi [16].
2.4. Khả năng hấp thụ kim loại nặng của thực vật trong đất.
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 12
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
Làm sạch đất ô nhiễm là một quá trình đòi hỏi công nghệ phức tạp và
vốn đầu tư cao. Có nhiều phương pháp khác nhau để sử dụng để xử lý kim
loại nặng trong đất. Những phương pháp truyền thống như: rửa đất; cố định
các chất ô nhiễm bằng hoá học hoặc vật lý; xử lý nhiệt; trao đổi ion; ôxi
hoá hoặc khử các chất ô nhiễm; đào đất bị ô nhiễm để chuyển đi đến những
nơi chôn lấp thích hợp, Song hầu hết các phương pháp này rất tốn kém về
kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích Do đó, gần đây,
phương pháp sử dụng thực vật để xử lý kim loại nặng trong đất được các
nhà khoa học quan tâm đặc biệt bởi chi phí đầu tư thấp, an toàn và thân
thiện với môi trường. Nhờ những hiểu biết về cơ chế hấp thụ, chuyển hóa,
chống chịu và loại bỏ kim loại nặng của một số loài thực vật, các nhà khoa
học bắt đầu chú ý đến khả năng sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm môi
trường. Khả năng làm sạch môi trường của thực vật đã được biết đến từ thế
kỷ XVIII bằng các thí nghiệm của Ioseph Priestley, Antoine Lavoissier,
Kail Scheele và Jan Ingenhousz. Nhưng mãi đến những năm 1990 phương
pháp này mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới trong việc xử lý
môi trường đất, nước bị ô nhiễm bởi các kim loại, các chất hữu cơ, chất
phóng xạ [14], [17].
Thực vật có nhiều cách phản ứng khác nhau đối với sự có mặt của
các ion kim loại trong môi trường sống. Hầu hết các loài thực vật rất mẫn
cảm với sự có mặt của các ion kim loại, thậm chí ở nồng độ rất thấp. Tuy
nhiên vẫn có một số loài thực vật không chỉ có khả năng sống được trong
môi trường bị ô nhiễm bởi các kim loại độc hại mà còn có khả năng hấp thụ
và tích lũy chúng trong các cơ quan khác nhau. Trong những năm gần đây,
người ta quan tâm rất nhiều về công nghệ sử dụng thực vật để xử lý môi

trường bởi nhiều lý do: diện tích đất bị ô nhiễm ngày càng tăng, các kiến
thức về cơ chế, chức năng của sinh vật và hệ sinh thái càng phong phú, áp
lực cộng đồng, sự quan tâmvề kinh tế và chính trị… Hiện nay nhiều nhà
khoa học đặc biệt ở Mỹ và châu Âu đã có rất nhiều đề tài nghiên cứu cơ
bản và ứng dụng công nghệ này như một công nghệ mang tính chất thương
mại. Hạn chế của công nghệ này là ở chỗ không thể xem như công nghệ xử
lý tức thời và phổ biến ỏe mọi nơi. Năm 1998, Cục môi trường châu Âu
(EEA) đánh giá hiệu quả kinh tế của các phương pháp xử lý kim loại nặng
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 13
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
trong đất bằng phương pháp truyền thống và phương pháp sử dụng thực vật
tại 1.400.000 vị trí bị ô nhiễm ở Tây Âu. Kết quả cho thấy chi phí trung
bình cho phương pháp truyền thống trên 1 hecta đất từ 0,27 đến 1,6 triệu
USD, trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn 10 đến
1000 lần [14], [17].
Trong thực tế, công nghệ xử lý môi trường ô nhiễm kim loại nặng
bằng thực vật đòi hỏi phải đáp ứng được 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 lớn
[12]. Tuy nhiên trên thực tế thì hầu hết những loài thực vật có khả năng
tích lũy kim loại nặng cao là những loài phát triển chậm và có sinh khối
thấp, trong khi các loài thực vật cho sinh khối cao thì lại nhạy cảm với môi
trường ô nhiễm kim loại nặng dù nồng độ rất thấp. Sử dụng thực vật để xử
lý kim loại nặng trong đất, trong nước có thể thực hiện bằng nhiều phương
pháp khác nhau phụ thuộc vào từng cơ chế loại bỏ kim loại nặng [14], [17]:
- Phương pháp làm giảm nồng độ kim loại trong đất bằng cách trồng
các loài thực vật có khả năng tích lũy kim loại nặng trong thân. Các loài
thực vật này phải kết hợp được 2 yếu tố: có thể tích lũy kim loại nặng trong
thân và cho sinh khối cao. Nhưng trong thực tế, không phải loài thực vật
nào cũng có khả năng đáp ứng được 2 điều kiện trên, có loài chỉ đáp ứng

được điều kiện 1 nhưng không không đáp ứng được điều kiện 2, do vậy
cũng cần quan tâm tới những loài thực vật tuy khả năng tích lũy kim loại
nặng thấp nhưng lại cho sinh khối cao. Khi thu hoạch các loài thực vật này
thì các chất ô nhiễm cũng được loại bỏ ra khỏi đất.
- Phương pháp sử dụng thực vật để cố định kim loại trong đất hoặc
bùn bởi sự hấp thụ của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm
giảm khả năng linh động của kim loại, ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và
làm giảm hàm lượng kim loại khuếch tán vào các chuỗi, lưới thức ăn.
Qua nghiên cứu của nhiều nhà khoa học trên thế giới, có ít nhất 400
loài thực vật phân bố trong 45 họ thực vật biết được có khả năng hấp thu
kim loại nặng [9]. Các loài này là các loài thực vật thân thảo hoặc thân gỗ,
có khả năng tích lũy và không có biểu hiện về mặt hình thái khi nồng độ
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 14
Trường Đại học Sư phạm Hà Nội Khóa luận tốt nghiệp
kim loại nặng trong thân cao hơn hàng trăm lần so với bình thường. Các
loài thực vật này thích nghi một cách đặc biệt với các điều kiện môi trường
và khả năng tích lũy hàm lượng kim loại cao có thể góp phần ngăn cản các
loài sâu bọ và sự nhiễm nấm [12], [14], [17].

PHẦN II: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
1. Đối tượng thí nghiệm:
1.1. Yếu tố thí nghiệm
- Yếu tố thí nghiệm: Kim loại Pb trong đất với các nồng độ khác
nhau.
Dựa theo tiêu chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn cho phép của kim
loại nặng trong đất (QCVN 03 : 2008/BTNMT) thì mức giới hạn tối đa cho
phép của Pb trong đất là 70 ppm và Điều 92- Luật Bảo vệ môi trường (năm
2005), chúng tôi tiến hành thí nghiệm với kim loại Pb trong đất với các
nồng độ: nền, 70 ppm, 210 ppm, 350 ppm [6], [18] tương ứng với các công
Cao Thị Khương- K59A- Khoa Sinh học 15