Nghiên cứu sử dụng cây sậy và cây cỏ linh lăng để cải tạo đất ô nhiễm bởi một số kim loại nặng tại khu vực khai thác quặng sắt xã Nậm Búng, huyện Văn Chấn, tỉnh Yên Bái

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN
TRƢỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM





TRẦN THỊ THẢO



NGHIÊN CỨU SỬ DỤNG CÂY SẬY VÀ CÂY CỎ LINH LĂNG
ĐỂ CẢI TẠO ĐẤT Ô NHIỄM BỞI MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG
TẠI KHU VỰC KHAI THÁC QUẶNG SẮT XÃ NẬM BÚNG,
HUYỆN VĂN CHẤN, TỈNH YÊN BÁI


NGÀNH: Khoa học môi trƣờng
MÃ SỐ: 60.44.03.01



LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC MÔI TRƢỜNG




Ngƣời hƣớng dẫn khoa học: PGS.TS Đàm Xuân Vận

THÁI NGUYÊN, 2014

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

LỜI CAM ĐOAN
Tôi xin cam đoan rằng đây là công trình nghiên cứu của tôi, có sự hỗ trợ từ
giảng viên hướng dẫn là PGS.TS Đàm Xuân Vận. Các nội dung nghiên cứu
và kết quả trong đề tài này là trung thực và chưa từng được ai công bố trong
bất cứ công trình nghiên cứu nào trước đây. Nếu phát hiện có bất kỳ sự gian
lận nào tôi xin hoàn toàn chịu trách nhiệm trước Hội đồng, cũng như kết quả
luận văn của mình.


Tác giả luận văn



Trần Thị Thảo

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

LỜI CẢM ƠN
Để hoàn thành luận văn này tôi xin chân thành gửi lời cảm ơn đến quý
thầy, cô trong khoa Tài Nguyên và Môi trường, trường Đại học Nông lâm
Thái nguyên đã quan tâm giúp đỡ chỉ bảo tận tình trong quá trình thực hiện đề
tài. Nhờ đó tôi đã tiếp thu được nhiều ý kiến đóng góp và nhận xét qúy báu

của thầy cô thông qua các buổi bảo vệ đề cương và báo cáo tiến độ thực hiện.
Tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc nhất đến PGS.TS. Đàm Xuân Vận đã
trực tiếp hướng dẫn, định hướng chuyên môn, quan tâm giúp đỡ tận tình và
tạo mọi điều kiện thuận lợi nhất trong quá trình công tác cũng như thực hiện
luận văn.
Tôi xin bày tỏ lòng kính trọng và sự biết ơn sâu sắc đến gia đình đã tạo
mọi điều kiện tốt nhất để tôi có thể hoàn thành tốt mọi công việc trong quá
trình thực hiện luận án. Bên cạnh đó, tôi cũng xin gửi lời cảm ơn của mình tới
bạn bè và đồng nghiệp, luôn quan tâm, chia sẻ, động viên tôi trong suốt thời
gian thực hiện luận văn.
Mặc dù đã rất cố gắng trong quá trình thực hiện nhưng luận văn không
thể tránh khỏi những thiếu sót. Tác giả mong nhận được sự góp ý của quý
thầy, cô và bạn bè.
Tôi xin chân thành cảm ơn!
Thái Nguyên, ngày tháng năm 2014
Tác giả



Trần Thị Thảo


Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

MỤC LỤC
Trang
MỞ ĐẦU 1
Chƣơng 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU 4
1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất 4
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng 4

1.1.2. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất 4
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản 7
1.1.4. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng 8
1.1.5. Một số phương pháp truyền thống xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng 10
1. 2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng 11
1.2.1. Khái quát về công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm 11
1.2.2. Cơ chế sinh học của thực vật xử lý kim loại nặng trong đất 13
1.2.3. Ưu - nhược điểm và triển vọng của công nghệ xử lý đất ô nhiễm kim
loại nặng bằng thực vật. 15
1.2.4. Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất 19
1.2.5. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN
của thực vật 19
1.2.6. Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm 20
1.2.7. Một số kết quả nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng bằng thực
vật trên thế giới và Việt Nam 21
1.3. Tổng quan về cây sậy và những ứng dụng trong BVMT đất 25
1.3.1. Giới thiệu về cây sậy 25
1.3.2. Đặc điểm hình thái 25
1.3.3. Đặc điểm sinh thái cây sậy 26
1.3.4. Ứng dụng của cây sậy trong cải tạo môi trường 28
2.4.2. Đặc điểm của cây cỏ Linh lăng 30
2.4.3. Tiềm năng ứng dụng của cỏ Linh lăng trong bảo vệ môi trường 33
Chƣơng 2. NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 34
2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 34

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu. 34
2.1.2. Phạm vi nghiên cứu 34
2.2. Nội dung nghiên cứu 34

2.3. Phương pháp nghiên cứu và chỉ tiêu theo dõi 34
2.3.1. Phương pháp nghiên cứu 34
2.3.2. Các chỉ tiêu theo dõi 39
Chƣơng 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 40
3.1. Khái quát mỏ khai thác khoáng sản tại xã Nậm Búng huyện Văn Chấn
tỉnh Yên Bái 40
3.2. Nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của cây sậy và cây cỏ linh
lăng để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản tại xã Nậm
Búng, huyện Văn Chấn, tỉnh Yên Bái 43
3.2.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy và cây cỏ linh
lăng trên đất ô nhiễm kim loại nặng sau khai thác khoáng sản 43
3.2.2. Khả năng hấp thu kim loại nặng của cây sậy và cây cỏ linh lăng trong
thân lá và rễ 48
3.2.3. Đánh giá khả năng xử lý hàm lượng KLN trong đất của cây sậy và cây
cỏ linh lăng 57
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 73
1. Kết luận 73
2. Kiến nghị 74
TÀI LIỆU THAM KHẢO 75


Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT


BTNMT : Bộ Tài nguyên Môi trường
BVMT : Bảo vệ môi trường
CEC : Dung tích trao đổi cation của đất Cation exchange capacity)
Cs : Cộng sự

CT : Công thức
LL : Linh Lăng
KH : Ký hiệu
KLN : Kim loại nặng.
LSD : Sự sai khác nhỏ nhất có ý nghĩa (Least Significant Difference)
Nnk : Những người khác
OM : Chất hữu cơ của đất (Organic matter)
QCVN : Quy chuẩn Việt Nam
STT : Số thứ tự
S : Sậy
TCVN : Tiêu chuẩn Việt Nam

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1: Khả năng linh động của một số nguyên tố KLN trong đất 5
Bảng 1.2: Mức độ ô nhiễm KLN ở Anh 8
Bảng 1.3: Hàm lượng tối đa cho phép của các KLN được xem là độc đối với
thực vật trong đất nông nghiệp 9
Bảng 1.4: Giới hạn tối đa cho phép hàm lượng tổng số đối với As, Cd, Cu, Pb
và Zn trong đất (tầng đất mặt) 9
Bảng 1.5: Một số loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao 13
Bảng 1.6: Đặc điểm hình thái của sậy 25
Bảng 2.1: pH và hàm lượng kim loại nặng trong đất trước khi trồng cây 36
Bảng 3.1: Sự biến động về chiều cao cây, chiều dài lá và chiều dài rễ của cây cỏ
linh lăng trong thời gian thí nghiệm tại bãi thải 43
Bảng 3.2 : Sự biến động về chiều cao cây, chiều dài lá và chiều dài rễ của cây
sậy trong thời gian thí nghiệm tại bãi thải 44
Bảng 3.3 : Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn tích lũy trong thân + lá và rễ của cây

cỏ Linh Lăng tại mỏ sắt Nậm Búng sau 2 tháng và 4 tháng 48
Bảng 3.4: Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn tích lũy trong thân + lá và rễ của cây
sậy tại mỏ sắt Nậm Búng sau 4 tháng và 8 tháng 52
Bảng 3.5: Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng tại
mỏ sắt Nậm Búng 57
Bảng 3.6: Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn trong đất sau khi trồng sậy tại mỏ sắt
Nậm Búng 57
Bảng 3.7: Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn di động trong đất sau khi trồng cỏ linh
lăng tại mỏ sắt Nậm Búng 65
Bảng 3.8: Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn di động trong đất sau khi trồng sậy tại
mỏ sắt Nậm Búng 65


Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

DANH MỤC CÁC HÌNH
Trang
Hình 1.1. Mô tả cây sậy (Phragmites autralis) 26
Hình 1.2. Cây cỏ linh lăng (Medicago sativa) 30
Hình 3.1: Sự biến động về chiều cao cây cỏ linh lăng trong thời gian thí
nghiệm tại đồng ruộng 45
Hình 3.2: Sự biến động về chiều cao cây sậy trong thời gian thí nghiệm tại
đồng ruộng 45
Hình 3.3: Sự biến động về chiều dài lá cây cỏ linh lăng trong thời gian thí nghiệm
tại đồng ruộng 46
Hình 3.4: Sự biến động về chiều dài lá cây sậy trong thời gian thí nghiệm tại
đồng ruộng 46
Hình 3.5: Biểu đồ thể hiện chiều dài rễ cây cỏ linh lăng sau 2 tháng và 4 tháng 47
Hình 3.6: Biểu đồ thể hiện chiều dài rễ cây sậy sau 2 tháng và 4 tháng 47
Hình 3.7: Hàm lượng As, Pb, Cd, Zn tích lũy trong cỏ linh lăng sau 2 tháng

trồng tại mỏ sắt Nậm Búng 49
Hình 3.8: Hàm lượng As, Pb, Cd, Zn tích lũy trong cỏ linh lăng sau 4 tháng
trồng tại mỏ sắt Nậm Búng 50
Hình 3.9: Hàm lượng As, Pb, Cd, Zn tích lũy trong sậy sau 4 tháng trồng tại
bãi thải mỏ sắt Nậm Búng 54
Hình 3.10: Hàm lượng As, Pb, Cd, Zn tích lũy trong sậy sau 8 tháng trồng
tại bãi thải mỏ sắt Nậm Búng 55
Hình 3.11: Hàm lượng As tổng số còn lại trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 58
Hình 3.12: Hàm lượng As tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy 58
Hình 3.13: Hàm lượng Pb tổng số còn lại trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 60
Hình 3.14: Hàm lượng Pb tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy 60
Hình 3.15: Hàm lượng Cd tổng số còn lại trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 62
Hình 3.16: Hàm lượng Cd tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy 62
Hình 3.17:
Hàm
lượng Zn tổng số còn lại trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 63

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

Hình 3.18:
Hàm
lượng Zn tổng số còn lại trong đất sau khi trồng sậy 63
Hình 3.19: Hàm lượng As di động trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 66
Hình 3.20: Hàm lượng As di động trong đất sau khi trồng sậy 66
Hình 3.21: Hàm lượng Pb di động trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 67
Hình 3.22: Hàm lượng Pb di động trong đất sau khi trồng sậy 67
Hình 3.23: Hàm lượng Cd di động trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 69
Hình 3.24: Hàm lượng Cd di động trong đất sau khi trồng sậy 69
Hình 3.25: Hàm lượng Zn di động trong đất sau khi trồng cỏ linh lăng 70
Hình 3.26: Hàm lượng Zn di động trong đất sau khi trồng sậy 70

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

1
MỞ ĐẦU
1. Đặt vấn đề
Khu vực miền núi phía Bắc là vùng giàu tài nguyên khoáng sản bậc nhất
nước ta. Sự phát triển của khai thác khoáng sản là động lực để tăng trưởng kinh tế -
xã hội, tạo ra những thị trường mạnh để thu hút đầu tư từ nước ngoài nhưng nó cũng
đang tạo ra những mặt tiêu cực gây ảnh hưởng xấu tới con người và hệ sinh thái xung
quanh khu vực khai thác. Các hoạt động khai thác than, quặng và vật liệu xây dựng
như: tiến hành xây dựng mỏ, khai thác thu hồi khoáng sản, đổ thải, thoát nước mỏ…
đã làm phá vỡ các điều kiện sinh thái được hình thành từ hàng chục triệu năm, gây ô
nhiễm nặng nề đối với môi trường đất, nước.
Yên Bái hiện có hàng trăm khu vực mỏ, điểm khai thác khoáng sản, vật liệu
xây dựng. Tuy vậy, phần lớn các điểm khai thác đều chưa xây dựng các bãi thải
theo đúng quy định, gây ảnh hưởng nghiêm trọng tới đời sống người dân, môi
trường và cảnh quan sinh thái Khu vực khai thác mỏ sắt Sài Lương - Nậm Chậu
thuộc xã Nậm Búng (huyện Văn Chấn) mới mở khai trường từ tháng 11 - 2009,
nhưng những hoạt động khai khoáng đang khiến chính quyền và người dân ở đây
rất bức xúc.Theo kết quả kiểm tra của Sở TN&MT Yên Bái, phần lớn các mỏ đang
khai thác đều chưa xây dựng bãi thải theo đúng phương án đã duyệt, nên đã gây bồi
lấp dòng chảy, đồng ruộng của nhân dân, làm ô nhiễm nguồn nước.
Đây là hiện trạng chung của nhiều tỉnh đang có cơ sở khai thác trên cả nước
cũng như ở Yên Bái. Tình hình khai thác khoáng sản ở tỉnh Yên Bái trong những
năm qua cho thấy, số lượng và sản lượng mỏ khoáng sản được đưa vào khai thác
ngày càng tăng. Đây cũng là một trong những ngành chiếm dụng diện tích đất sử
dụng lớn. Vì vậy ô nhiễm đất là không thể tránh khỏi, có những khu vực đã bị ô
nhiễm nghiêm trọng không còn khả năng canh tác. Một số nguyên tố vết và siêu vết
có tính độc hại tích luỹ trong nông sản, từ đó gây tác hại nghiêm trọng đối với động,

thực vật và con người. Qua đó vấn đề cần được quan tâm trong hoạt động khai thác
khoáng sản là những giải pháp khắc phục, đặc biệt là các giải pháp hiệu quả để khắc
phục diện tích đất bị ô nhiễm sau khai thác.

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

2
Có nhiều cách để giải quyết vấn đề ô nhiễm đất do kim loại nặng (KLN). Song
có hai hướng chính là ngăn chặn xảy ra ô nhiễm mới và phục hồi đất đã bị ô nhiễm.
Việc phục hồi đất bị ô nhiễm kim loại nặng hiện nay bằng biện pháp sinh học đang là
một kỹ thuật đầy triển vọng. Trên thế giới việc sử dụng các loài thực vật có khả năng
hấp thụ KLN để xử lý phục hồi đất bị ô nhiễm đang là một xu hướng phổ biến được
ứng dụng ngày càng nhiều và đã thu hút sự quan tâm nghiên cứu của nhiều nhà khoa
học. Theo thống kê có khoảng 400 loài cây thuộc 45 họ thực vật có khả năng siêu tích
lũy kim loại nặng. Ở Việt Nam, việc nghiên cứu dùng thực vật trong xử lý đất bị ô
nhiễm cũng đã được thực hiện và áp dụng trên thực tế đối với một số loài cây như: Cỏ
Vetiver, dương xỉ, cải xoong, cây thơm ổi…. Sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm đang
là biện pháp được đánh giá cao và có nhiều ưu điểm nổi trội như: dễ thực hiện, không
đòi hỏi trình độ cao, chi phí thấp và đặc biệt là thân thiện với môi trường.
Cây sậy và cây cỏ linh lăng là loài cây có khả năng hút KLN tốt, khả năng hấp
thụ KLN này ảnh hưởng bởi điều kiện pH, loại đất và điều kiện cạn úng khác nhau.
Trên thế giới đã có một số công trình nghiên cứu về khả năng hút KLN của cây sậy và
cây cỏ linh lăng. Qua các nghiên cứu khoa học về thực vật xử lý ô nhiễm môi trường
trên thế giới các nhà khoa học phát hiện cây sậy và cây cỏ linh lăng là một loại cây có
khả năng tồn tại và hấp thụ các kim loại nặng như Zn, Pb, As, Cd, Câu hỏi đặt ra
không biết tại Việt Nam cây sậy và cây cỏ linh lăng sẽ sinh trưởng và hấp thụ KLN
như thế nào?
Xuất phát từ thực tế trên, đồng thời góp phần giải quyết vấn đề ô nhiễm
kim loại nặng trong đất, em tiến hành thực hiện đề tài: “Nghiên cứu sử dụng
cây sậy và cây cỏ linh lăng để cải tạo đất ô nhiễm bởi một số kim loại nặng

tại khu vực khai thác quặng sắt xã Nậm Búng, huyện Văn Chấn, tỉnh Yên
Bái”. Đề tài được thực hiện dưới sự hướng dẫn của PGS.TS Đàm Xuân Vận.
2. Mục tiêu của đề tài
2.1. Mục tiêu tổng quát
Cải tạo đất ô nhiễm bởi một số kim loại nặng tại khu vực khai thác
quặng sắt xã Nậm Búng, huyện Văn Chấn, tỉnh Yên Bái bằng cây sậy và cây cỏ
linh lăng.

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

3
2.2. Mục tiêu cụ thể
- Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của cây sậy và cây cỏ linh lăng
trong môi trường đất bị ô nhiễm KLN.
- Đánh giá khả năng hấp thụ, tích lũy KLN của các bộ phận trên cây sậy và
cây cỏ linh lăng để xử lý ô nhiễm KLN trong đất tại khu vực nghiên cứu.
- Đánh giá khả năng xử lý KLN trong đất của cây sậy và cây cỏ linh lăng
4. Ý nghĩa của đề tài
4.1. Ý nghĩa trong nghiên cứu khoa học
Nghiên cứu sẽ làm sáng tỏ khả năng sinh trưởng, phát triển và hấp thụ KLN
của cây sậy và cây cỏ linh lăng. Trên cơ sở đó đánh giá hiệu quả cải tạo môi trường
đất dưới khả năng hấp thụ KLN của cây sậy cây cỏ linh lăng. Đồng thời kết quả
nghiên cứu đóng góp, làm cơ sở cho việc nghiên cứu và phát triển công nghệ thực
vật xử lí ô nhiễm - công nghệ được đánh giá rất cao ở các nước phát triển, nhưng
vẫn đang còn mới mẻ tại Việt Nam.
4.2. Ý nghĩa trong thực tiễn
Đề tài xác định tính khả thi của việc ứng dụng cây sậy và cây cỏ linh lăng
trong cải tạo đất ô nhiễm và nghèo kiệt do khai thác khoáng sản tại Việt Nam nói
chung và tỉnh Yên Bái nói riêng. Đây là những cơ sở cho việc lựa chọn loài thực vật
có khả năng áp dụng tốt nhất trong công cuộc bảo vệ tài nguyên và môi trường,

thông qua đó góp phần tăng diện tích đất sau khai khoáng được che phủ và đất có
khả năng sử dụng cho sản xuất nông lâm nghiệp. Tăng cường nghiên cứu các ứng
dụng các công nghệ thân thiện với môi trường theo tinh thần chủ trương chung của
đất nước ta trong thời kỳ đẩy mạnh công nghiệp hoá hiện đại hoá đất nước.

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

4
Chƣơng 1
TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất
1.1.1. Khái niệm ô nhiễm kim loại nặng
Thuật ngữ “Kim loại nặng” được từ điển hóa học định nghĩa là các kim loại
có tỷ trọng lớn hơn 5. Đối với các nhà độc tố học, thuật ngữ “kim loại nặng” chủ
yếu dùng để chỉ các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề môi trường bao gồm:
Cu, Zn, Pb, Hg, Ni, Mn, Cr, Fe, Mn, Ti, Fe, Ag, Sn (Rainbow, 1985, Hopkin, 1989;
Bryan & Langston, 1992). Ngoài ra, các phi kim như As và Se cũng được xem là
các KLN.
Trong những năm gần đây, ô nhiễm KLN trong đất đã thu hút sự quan tâm của
các nhà khoa học vì tính chất bền vững của chúng. Độc tính của kim loại đối với
sinh vật liên quan đến cơ chế oxy hóa và độc tính gen. Sự tích tụ các chất độc hại,
các KLN trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các nguyên tố có hại trong cây
trồng, vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới sức khoẻ con người, làm thay đổi
cấu trúc tế bào, gây ra nhiều bệnh di truyền, bệnh về máu, bệnh ung thư [14].
1.1.2. Sự tồn tại và chuyển hóa kim loại nặng trong đất
Trong đất, các kim loại độc hại có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau, liên
kết với các hợp chất hữu cơ, vô cơ hoặc tạo thành các chất phức hợp (chelat). Khả
năng dễ tiêu của chúng đối với thực vật phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: pH, dung
tích trao đổi cation (CEC) và sự phụ thuộc lẫn nhau vào các kim loại khác. Ở đất

có CEC cao, chúng bị giữ lại nhiều trên các phức hệ hấp phụ. Nhìn chung, KLN
có khả năng linh động lớn ở đất chua (pH < 5,5).

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

5
Bảng 1.1: Khả năng linh động của một số nguyên tố KLN trong đất
Khả năng
linh động
Điều kiện
Oxy hóa
Axit
Trung tính – kiềm
Khử
Rất cao
-
-
Se
-
Cao
Se
Se, Hg
-
-
Trung bình
Hg, As, Cd
As, Cd
As, Cd
-
Thấp

Pb, As, Sb, Ti
Pb, Bi, Sb, Ti
Pb, Bi, Sb, Ti
-
Rất thấp
Te
Te
Hg, Te
Te, Se, Hg
Không linh động
-
-
-
Cd, Pb, Bi, Ti
Nguồn: Diels L. và nnk, 1999[30].
1.1.2.1. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố asen (As) trong đất
As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như asenat (As
5+
) trong điều
kiện oxy hóa. Chúng bị hấp thụ mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan oxyt hoặc
hydroxyt và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As tạo nhiều hợp chất ở dạng As
5+

với sắt và nhôm (AlAsO
4
, FeAsO
4
), trong khi ở các đất kiềm và đất cacbonat lại có
nhiều ở dạng Ca
3

(AsO
4
)
2
. Khi bón vôi cho đất cũng làm tăng khả năng linh động của
As do chuyển từ Fe, Al – asenat sang dạng Ca – asenat linh động hơn .
Trong đất As thường tồn tại ở dạng hấp phụ, tạo hợp chất với Al, Fe, Ca và hợp
chất hữu cơ. Nguồn As trong đất có thể là từ các sản phẩm phong hóa đá và khoáng
vật chứa As, chất thải khí từ các nhà máy dùng than, chất thải rắn, lỏng dùng thuốc
bảo vệ thực vật, v.v… Chẳng hạn, trung bình hàng năm ở Canada người ta phun
thuốc diệt côn trùng vào vườn cây ăn quả đã đưa vào đất đến 2,7 kg As/ha. Trên 94%
As trong đất tồn tại ở pha rắn, còn lại chỉ có khoảng 6% tổng As tồn tại trong dung
dịch đất (có thể là dạng natri asenit) dễ dàng di chuyển và ra khỏi đất. Khi tồn tại ở
dạng linh động, As đặc biệt nguy hiểm cho sinh vật và con người. Sự biến đổi điều
kiện oxy hóa - khử trong đất làm cho As di chuyển và phân bố lại trong đất và thông
qua đó làm thay đổi hàm lượng As đi vào sinh vật và con người [9].


Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

6
1.1.2.2. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố cadimi (Cd) trong đất
Cd tồn tại ở dạng các hợp chất rắn như CdO, CdCO
3
, Cd(PO
4
)
2
trong các
điều kiện oxy hóa. Trong các điều kiện khử (Eh ≤ - 0,2 V), Cd tồn tại nhiều ở dạng

CdS. Độ chua của đất có ảnh hưởng rất lớn đối với khả năng linh động của Cd trong
đất. Trong đất chua, Cd tồn tại ở dạng linh động hơn (Cd
2+
). Tuy nhiên, nếu đất có
nhiều Fe, Al, Mn, chất hữu cơ thì Cd lại bị chúng liên kết làm giảm khả năng linh
động của Cd. Trong các đất trung tính hoặc kiềm do bón vôi, Cd bị kết tủa dưới
dạng CdCO
3
[18].
1.1.2.3. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố chì (Pb) trong đất
Chì là nguyên tố KLN có khả năng linh động kém, có thời gian bán hủy trong đất từ
800 đến 6000 năm [7]. Dạng tồn tại của Pb trong đất chủ yếu là các muối dễ tan
(clorua, bromua), hợp chất hữu cơ hấp phụ trên keo sét, axit humic và các hợp chất
khó tan (cacbonat, hydroxyt…). Dạng tồn tại của Pb trong đất phụ thuộc chủ yếu
vào thành phần cơ học, hàm lượng hợp chất hữu cơ, pH, v.v… Điều kiện khí hậu
hình thành đất ảnh hưởng rất lớn tới dạng tồn tại của chì. Trong đất vùng khô, Pb
tồn tại ở dạng ion hấp phụ, cacbonat hữu cơ, sunfua. Trong đất vùng nhiệt đới Pb ở
dạng hydroxyt chiếm ưu thế [6].
1.1.2.4. Sự tồn tại và chuyển hóa của nguyên tố kẽm (Zn) trong đất
Hàm lượng kẽm trung bình trong đất và đá thông thường gia tăng theo thứ
tự: cát (10-30 mg.kg
-1
), đá granic (50 mg.kg
-1
), sét (95 mg.kg
-1
) và bazan (100
mg.kg
-1
) (Adriano, 1986 trích theo WHO, 2001). Theo Murray (1994) hàm lượng

kẽm tự nhiên trong đất 17-125 mg/kg. Cháy rừng giải phóng một lượng lớn kẽm
vào không khí. Khoảng 7600 tấn kẽm mỗi năm ở mức độ toàn cầu phóng thích vào
không khí do cháy rừng. Sự phong hoá địa chất là một trong những nguyên nhân
giải phóng kẽm vào môi trường.
Zn có trong thành phần khoáng như biotit, amphibol, phyroxen. Phong hóa
khoáng và đá chuyển Zn thành hợp chất hòa tan và hấp thụ ở dạng Zn
2+
. Hàm
lượng Zn trung bình trong đất cũng như đá khoảng 0,005%. Trong đất có phản ứng
axit thì tính linh động của Zn
2+
tăng và độ dễ tiêu cũng tăng [7].

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

7
1.1.3. Đất ô nhiễm kim loại nặng do khai thác khoáng sản
Nguồn gây ô nhiễm: Dung dịch axit sinh ra trong quá trình oxy hóa sunfua có thể
hòa tan các kim loại và chất độc hại khác từ đó chúng phát tán vào môi trường, gây ô
nhiễm môi trường. Trong bãi thải, nước lỗ hổng tương tác với các vật chất rắn của bãi
thải là một dung dịch axit, kết quả của quá trình oxy hóa sunfua là một dung môi mạnh.
Khi tạo thành các dòng axit tiêu hóa thoát từ bãi thải chúng thường là các dung dịch có
hàm lượng cao (thậm chí bão hòa) các kim loại nặng và các ion hòa tan. Khi dung dịch bị
trung hòa, xảy ra sự lắng đọng nhiều hợp chất thứ sinh của Fe, Cu, Zn, Pb và các nguyên
tố khác. Các hợp chất này lại là những hợp chất tương đối dễ tan khi thay đổi các điều
kiện Eh – pH. Tính linh động cao của các nguyên tố là điều kiện để xuất hiện hàm lượng
kim loại cao trong nước mặt. Thành phần kim loại nặng và các chất độc hại của dòng
thải axit phụ thuộc vào thành phần ban đầu của vật chất bãi thải và đặc điểm của các quá
trình biến đổi biểu sinh [22].
Quá trình khai khoáng gây ô nhiễm và suy thoái môi trường đất ở mức độ

nghiêm trọng nhất và là một thực tế đáng báo động. Các dạng ô nhiễm môi trường
tại những mỏ đã và đang khai thác rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước
ngầm [4]. Các tác nhân gây ô nhiễm là axit, KLN, xianua, các loại khí độc, v.v…
Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt, nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm
KLN có nguồn gốc công nghiệp như Ni, Cr, Pb, As, Cu, Se, Hg, Cd … cần phải
sớm có giải pháp xử lý. Nhiều KLN rất độc đối với con người và môi trường cho dù
ở hàm lượng rất thấp.
Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng đều gây nên ô nhiễm
kim loại vào đất, nước, không khí và cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim loại không
chỉ xảy ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể từ khi mỏ ngừng
hoạt động.
Ở Việt Nam, trong thời gian qua, tình trạng khai thác khoáng sản trái
phép đã diễn ra tràn lan ở một số địa phương (như khai thác vàng, than thổ phỉ
ở Thái Nguyên, thiếc ở Tĩnh Túc - Cao Bằng …). Các chất thải từ các hoạt
động khai thác khoáng sản có chứa KLN như: Pb, Zn, Cd, As, Ni, Cu …

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

8
thường được thải trực tiếp ra môi trường mà không qua xử lý, làm cho môi
trường đất bị ô nhiễm. Đồng thời một diện tích lớn rừng đã bị ảnh hưởng và tác
động, làm cho môi trường đất bị suy thoái.
Ảnh hưởng của sự suy thoái và ô nhiễm đất sẽ gây ra những hậu quả nghiêm
trọng, dẫn đến làm giảm năng suất cây trồng, làm nghèo thảm thực vật, suy giảm đa
dạng sinh học. Đồng thời chúng có tác động ngược lại làm cho quá trình xói mòn,
rửa trôi thoái hóa diễn ra nhanh hơn. Nhiều diện tích đất canh tác nông nghiệp phải
bỏ hoang, diện tích đất trống đồi trọc tăng lên. Sự tích tụ cao các chất độc hại, các
KLN trong đất sẽ làm tăng khả năng hấp thụ các nguyên tố có hại trong cây trồng,
vật nuôi và gián tiếp gây ảnh hưởng xấu tới sức khỏe con người.
1.1.4. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng

1.1.4.1. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của một số nước trên thế giới
Việc xây dựng ngưỡng độc hại đối với các KLN rất khó khăn và tùy
thuộc vào mục đích sử dụng đất. Tùy theo từng nước mà công việc kiểm soát
đánh giá đất ô nhiễm có khác nhau. Ở Anh, mức độ đánh giá các KLN được
trình bày ở bảng 1.2.
Bảng 1.2: Mức độ ô nhiễm KLN ở Anh
Đơn vị: mg/kg
Kim loại
(tổng số)
Ô nhiễm nhẹ
Ô nhiễm trung
bình
Ô nhiễm nặng
Ô nhiễm rất
nặng
Sb
30 – 50
50 – 100
100 – 500
> 500
Cd
1 – 3
3 – 10
10 – 50
> 50
Cr
100 – 200
200 – 500
500 – 2.500
> 2.500

Pb
500 – 1.000
1.000 – 2.000
2.000 – 10.000
> 10.000
Hg
1 – 3
3 – 10
10 – 50
> 50
Cu
100 – 200
200 – 500
500 – 2.500
> 2.500
Ni
20 – 50
50 – 200
200 – 1.000
> 1.000
Zn
250 – 500
500 – 1.000
1.000 – 5.000
> 5.000

Nhiều nước còn đưa ra quy định giới hạn KLN đối với đất dùng cho mục
đích nông nghiệp. Mục tiêu của giới hạn này là bảo vệ tính năng sản xuất của đất,
môi trường và sức khỏe con người.

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

9
Bảng 1.3: Hàm lƣợng tối đa cho phép của các KLN đƣợc xem
là độc đối với thực vật trong đất nông nghiệp
Đơn vị: mg/kg
Nguyên tố
Áo
Canađa
Ba Lan
Nhật
Anh
Đức
Cu
100
100
100
125
50 (100)
50 (200)
Zn
300
400
300
250
150 (300)
300 (600)
Pb
100
200

100
400
50 (100)
500 (1000)
Cd
5
8
3
-
1 (3)
2 (5)
Hg
5
0,3
5
-
2
10 (50)
Nguồn: Trích theo Lê Văn Khoa và nnk, 2008 [8].
1.1.4.2. Tiêu chuẩn đánh giá đất ô nhiễm kim loại nặng của Việt Nam
Ở Việt Nam, nhìn chung đất bị ô nhiễm KLN chưa phải là phổ biến. Tuy
nhiên, sự ô nhiễm cũng đã xuất hiện mang tính cục bộ ở các vùng xung quanh các
khu công nghiệp, các nơi khai thác quặng và các làng nghề tái chế, đặc biệt là tái
chế kim loại.
Tiêu chuẩn Việt Nam QCVN 03 – 2008 đưa ra giới hạn tối đa cho phép hàm
lượng tổng số của As, Cd, Cu, Pb, Zn trong đất dùng cho mục đích khác nhau ở
Việt Nam được trình bày trong bảng 1.10.
Bảng 1.4: Giới hạn tối đa cho phép hàm lƣợng tổng số đối với As, Cd, Cu,
Pb và Zn trong đất (tầng đất mặt)
Đơn vị: mg/kg

Chất
gây ô
nhiễm
Đất nông
nghiệp
Đất lâm
nghiệp
Đất dân sinh
Đất thƣơng
mại
Đất công
nghiệp
As
12
12
12
12
12
Cd
2
2
5
5
10
Cu
50
70
70
100
100

Pb
70
100
120
200
300
Zn
200
200
200
300
300
Nguồn: QCVN 03: 2008/BTNMT

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

10
1.1.5. Một số phương pháp truyền thống xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng
1.1.5.1. Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul):
Đào và chuyển chỗ là phương pháp xử lý chuyển chỗ (ex-situ) đất nhằm di
chuyển các chất độc hại đến một nơi khác an toàn hơn.
Với phương pháp này, các chất ô nhiễm không được loại bỏ khỏi đất ô nhiễm
mà đơn giản chỉ là đào lên và chuyển đất ô nhiễm đi chỗ khác với hy vọng là không
bị ô nhiễm ở những nơi cần thiết [48].
1.1.5.2. Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification)
Cố định hoặc cô đặc chất ô nhiễm có thể là phương pháp xử lý tại chỗ hoặc
chuyển chỗ. Phương pháp này liên quan đến hỗn hợp các chất đặc trưng được thêm
vào đất, hoặc là các thuốc thử, các chất phản ứng với đất ô nhiễm để làm giảm tính
linh động và hoà tan của các chất ô nhiễm.
Các tác nhân liên kết được sử dụng bao gồm tro (fly-ash), xi măng

(cement) hoặc rác đốt (kiln dust). Mặc dù quá trình này đã được chứng minh là
hiệu quả với chất ô nhiễm là kim loại nặng nhưng lại có khả năng là tác nhân
liên kết hoặc thay đổi pH đất. Phương pháp cố định hoặc cô đặc không xử lý
được chất ô nhiễm từ ma trận đất (soil matrix) nhưng nó có thể nén các chất ô
nhiễm lại trong môi trường đất [48].
1.1.5.3. Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification)
Phương pháp thuỷ tinh hoá là quá trình xử lý bởi nhiệt, có thể được sử dụng
để xử lý đất tại chỗ hay chuyển chỗ. Đây là quá trình chuyển chất ô nhiễm thành
dạng thuỷ tinh cố định (Stable glassy form).
Đối với phương pháp này, cho dòng điện chạy qua một dãy điện cực than
chì, làm nóng chảy đất ở nhiệt độ rất cao (1500 - 2000
0
C). Thuỷ tinh bền được hình
thành, kết hợp chặt chẽ và cố định kim loại khi đất được làm lạnh. Một nắp đậy khí
thải được nắp đặt trên vùng xử lý. Nắp này được sử dụng để thu nhận và xử lý các
khí thải (các kim loại bay hơi) được thải ra trong suốt quá tình xử lý.
Hiện nay phương pháp này được sử dụng khá rộng rãi nhưng chỉ được áp
dụng trên diện tích nhỏ, chi phí giá thành cao, yêu cầu kỹ thuật hiện đại nên người

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

11
ta cần tìm kiếm những phương pháp khác có hiệu quả kinh tế cao hơn, thân thiện
hơn với môi trường [31].
1.1.5.4. Phương pháp rửa đất (Soil washing)
Rửa đất là công nghệ xử lý đất chuyển vị (ex-Situ treatment technology), có
thể được sử dụng để xử lý đất ô nhiễm KLN. Quá trình này dựa vào cơ chế hút và
tách vật lý để loại bỏ chất ô nhiễm ra khỏi đất. Quá trình vật lý loại bỏ những hạt
kim loại có kích thước lớn và vận chuyển các chất ô nhiễm vào pha lỏng. Dung dịch
làm sạch đất có thể trung tính hoặc chứa các yếu tố hoạt tính bề mặt. Các chất

thường dùng trong các dung dịch làm sạch đất là HCl, EDTA, HNO
3
và CaCl
2
. Quá
trình này sẽ làm giảm hàm lượng kim loại trong đất và tạo ra một dịch lỏng với hàm
lượng kim loại cao và tiếp tục xử lý.
Ở những nơi có nhiều chất ô nhiễm hỗn hợp, phương pháp này sẽ gặp khó
khăn vì khó xác định dung dịch rửa thích hợp. Hơn nữa đối với đất ô nhiễm với
nhiều phức chất khác nhau thì sử dụng phương pháp này sẽ rất tốn kém.
1. 2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng
1.2.1. Khái quát về công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm
Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm (Phytoremediation) là phương pháp sử
dụng thực vật để hấp thụ, chuyển hóa, cố định hoặc phân giải chất ô nhiễm trong
đất, nước. Thuật ngữ “Phytoremediation” bắt nguồn từ “Phyto” theo nghĩa Hy Lạp
là thực vật và “Remediare” theo nghĩa Latin là xử lý [23]. Khả năng thích nghi của
thực vật trong môi trường ô nhiễm đã được biết từ lâu, nhưng mãi đến năm 1991,
thuật ngữ này mới được đặt tên bởi Ilya Raskin – một nhà khoa học Mỹ gốc nga,
khi quan tâm nghiên cứu tìm kiếm công nghệ xử lý KLN, loại chất ô nhiễm mà
công nghệ vi sinh vật lúc bây giờ chưa giải quyết được .
Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm có thể dùng để xử lý các chất như KLN,
thuốc trừ sâu, dung môi, thuốc súng, dầu mỏ, các hợp chất hữu cơ đa vòng thơm, nước
rỉ rác, nước thải nông nghiệp, chất thải khai khoáng và các chất ô nhiễm phóng
xạ…[32].

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

12
Trong mấy năm qua, một số tạp chí hang đầu thế giới đã xuất bản các ấn phẩm
tập trung vào các khía cạnh khác nhau của công nghệ này (Salt & nnk, 1995, 1998;

Chaney & nnk, 1997; Raskin & nnk, 1997; Chaudhry & nnk, 1998; Wenzel & nnk,
1999; Meagher 2000; Navari – Izzo & Quartacci 2001; Lasat 2002; McGrath & nnk,
2000; McGrath & Zhao 2003; McIntyre 2003; Singh & nnk, 2003) [27, 38, 40, 41, 44].
Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm nhằm mục đích tìm kiếm hướng tiếp
cận mới hiệu quả về kinh tế và thân thiện với môi trường để loại bỏ kim loại
độc hại từ các vùng chứa chất thải nguy hại [43]. Quá trình hút tách KLN nhờ
thực vật (Phytoextraction) hay còn gọi là quá trình tích lũy nhờ thực vật
(Phytoaccumulation) là quá trình hấp thụ và chuyển hóa các KLN trong đất
thông qua hệ rễ vào các cơ quan khí sinh của thực vật. Các loài thực vật có khả
năng này được gọi là các loài thực vật siêu tích tụ (hyperaccumulator), chúng
có khả năng hấp thụ một lượng lớn KLN một cách không bình thường so với
các loài thực vật khác (ví dụ hấp thụ 0,1% đối với Cr, Co, Cu, Ni hoặc 1% đối
với Zn, Mn trong thân). Các loài siêu tích tụ phân bố rộng trong hệ thống thực
vật (Cunnigham & nnk, 1995), tuy nhiên về đặc điểm canh tác, phòng trừ dịch
bệnh, nhu cầu dinh dưỡng, sinh lý của các đối tượng này chưa được biết nhiều
[29]. Quá trình hút các chất nhờ thực vật là việc sử dụng các loài thực vật siêu
tích tụ để loại bỏ kim loại trong đất bằng cách hấp thụ kim loại từ rễ chuyển lên
thân, sau đó các chất ô nhiễm trong thân sẽ được thu hoạch, xử lý tiếp như là
các chất thải nguy hại hoặc xử lý bằng cách phục hồi kim loại (Evanko & nnk,
1997). Tùy thuộc vào loại kim loại nặng ô nhiễm mà lựa chọn 1 loại thực vật
hay kết hợp nhiều loại để trồng xử lý, tuy nhiên cần phải tiến hành thử nghiệm
để xác định các đặc điểm thích hợp để đảm bảo cho quá trình sinh trưởng, phát
triển của thực vật [24].
Xử lý kim loại nặng trong đất bằng thực vật có thể được thực hiện bằng
nhiều phương pháp khác nhau phụ thuộc vào từng cơ chế loại bỏ các kim loại
nặng như:

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

13

- Phương pháp làm giảm hàm lượng kim loại trong đất bằng cách trồng các loài
thực vật có khả năng tích luỹ kim loại cao trong thân. Các loài thực vật này phải kết hợp
được 2 yếu tố là có thể tích luỹ kim loại trong thân và cho sinh khối cao. Có rất nhiều
loài đáp ứng được điều kiện thứ nhất, nhưng không đáp ứng được điều kiện thứ hai. Vì
vậy, các loài có khả năng tích luỹ thấp nhưng cho sinh khối cao cũng rất cần thiết. Khi
thu hoạch các loài thực vật này thì các chất ô nhiễm cũng được loại bỏ ra khỏi đất và các
kim loại quý hiếm như Ni, Ti, Au, có thể được chiết tách ra khỏi cây.
- Phương pháp sử dụng thực vật để cố định kim loại trong đất hoặc bùn bởi
sự hấp thụ của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm giảm khả năng linh
động của kim loại, ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại
khuếch tán vào trong các chuỗi thức ăn.
Bảng 1.5: Một số loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao
Tên loài
Kim loại tích luỹ trong thân
(

g/g P khô)
Arabidopsis halleri
13.600 Zn
Thlaspi caerulescens
10.300 Zn
Thlaspi caerulescens
12.000 Cd
Thlaspi rotundifolium
8.200 Pb
Minuartia verna
11.000 Pb
Thlaspi geosingiense
12.000 Ni
Alyssum bertholonii

13.400 Ni
Alyssum pintodasilvae
9.000 Ni
Berkheya codii
11.600 Ni
Psychotria douarrei
47.500 Ni
Miconia lutescens
6.800 Al
Melastomamalabathricum
10.000 Al
Nguồn: Barcelo J. và Poschemrieder C., 2003 [25].
1.2.2. Cơ chế sinh học của thực vật xử lý kim loại nặng trong đất
Thực vật có khả năng hấp thụ và tích luỹ các chất ô nhiễm đặc thù từ môi
trường, chúng có thể chuyển hoá nhiều chất độc thành không độc, có thể tích luỹ

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

14
các chất độc trong các cơ quan khác nhau của thực vật và thông qua thu hoạch
những chất ô nhiễm sẽ được thải loại khỏi môi trường. Do đó, thực vật thường
được sử dụng để làm sạch các kim loại, thuốc trừ sâu, các dung môi hữu cơ,
dầu mỡ, thuốc súng, những hydraSacbon có nhân thơm ở các vùng đất, nước
bị ô nhiễm kim loại nặng, ở các khai trường và nơi có hoạt độ phóng xạ.
Do đó, xử lý ô nhiễm đất bằng thực vật là một quá trình, trong đó dùng thực
vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc và trừ khử các chất ô nhiễm trong đất, trong trầm
tích và trong nước ngầm. Đây là một hệ thống mà những thực vật tích tụ được đưa
vào môi trường để loại bỏ khỏi nơi chúng sống các chất gây ô nhiễm thông qua
nhiều cơ chế thuộc phạm trù chức năng thực vật.
1.2.2.1. Cơ chế chiết tách chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytoextraction)

Quá trình chiết tách chất ô nhiễm bằng thực vật là quá trình xử lý chất độc, đặc
biệt là KLN, bằng cách sử dụng các loại thực vật hút các chất ô nhiễm qua rễ sau đó
chuyến hóa lên các cơ quan trên mặt đất của thực vật [44]. Chất ô nhiễm tích lũy vào
thân cây và lá, sau đó thu hoạch và loại bỏ khỏi môi trường. Cơ chế này được chia ra
thành 2 loại: loại có tính kế tục (continuous) và kết hợp (induced) (Salt & nnk, 1998).
Cơ chế kế tục là sử dụng thực vật tích lũy các chất ô nhiễm độc hại với mức cao một
cách đặc biệt trong suốt quá trình sống của nó (đó chính là các loài siêu tích tụ), trong
khi đó cơ chế kết hợp là cách tiếp cận nhằm nâng cao khả năng tích lũy chất độc bằng
cách bổ sung các chất xúc tác (accelerants) hoặc chất tạo phức (chelators) vào đất.
Trong trường hợp chất ô nhiễm là KLN, chất tạo phức như EDTA giúp cho KLN linh
động hơn và sau đó dễ hấp thụ hơn như Pb, Cd, Cr, Cu, Ni, Zn đối với cây mù tạc tại
Ấn Độ (Brassica juncea), cây Hướng dương (Helianthus anuus) [26]. Các chất tạo
phức khác như CDTA, DTPA, EGTA, EDDHA và NTA để nâng cao khả năng tích lũy
kim loại đã được khảo sát ở một số loài thực vật khác nhau [37,39]. Tuy nhiên, có một
số rủi ro liên quan đến một số chất tạo phức chất định đã được chú ý như tính tan được
trong nước của phức hợp chất ô nhiễm độc hại – chất tạo phức có thể dẫn đến xâm
nhập vào các tầng đất sâu hơn (Wu & nnk, 1997; Lombi & nnk, 2001), có nguy cơ ô
nhiễm nước ngầm và nước mặt [39].

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

15
1.2.2.2. Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilization)
Quá trình xói mòn, rửa trôi và thẩm thấu có thể di chuyển chất ô nhiễm trong
đất vào nước mặt và nước ngầm. Cơ chế cố định chất ô nhiễm nhờ thực vật là cách
mà các chất ô nhiễm tích lũy ở rễ cây và kết quả trong đất. Quá trình diễn ra là nhờ
chất tiết ở rễ thực vật cố định chất ô nhiễm và làm giảm khả năng linh động của kim
loại trong đất. Thực vật được trồng trên các vùng đất ô nhiễm cũng cố định được và
có thể được bao phủ bề mặt dẫn đến làm giảm xói mòn đất, ngăn chặn khả năng tiếp
xúc trực tiếp giữa chất ô nhiễm và động vật. Dự án cố định chất ô nhiễm nhờ thực

vật điển hình được tiến hành ở Pháp và Hà Lan. Thực vật với tỷ lệ thoát hơi nước
cao như cây cỏ, cây lách (sedges), cây thức ăn gia súc (forage plants) và cây sậy
(Phragmites maxinus) được sử dụng để làm giảm lượng nước ngầm chảy kéo theo
các chất ô nhiễm. Sử dụng các loại thực vật có đặc điểm như là cây lâu năm, sức
sống tốt, có hệ thống rễ dày và ăn sâu như cây dương có thể phối hợp hiệu quả.
1.2.2.3. Cơ chế xử lý chất ô nhiễm nhờ quá trình thoát hơi nước ở thực vật
(Phytovolatilization)
Thực vật có thể loại bỏ chất độc trong đất thông qua cơ chế thoát hơi nước.
Đối với quá trình này, chất ô nhiễm hòa tan được hấp thụ cùng với nước vào rễ,
chuyển hóa lên lá và bay hơi vào không khí thông qua khí khổng [42]. Ví dụ điển
hình nhất là quá tình bay hơi thủy ngân (Hg) bằng cách chuyển dạng cơ bản trong
cây Arabidopsis chuyển gen và cây dương vàng chứa enzyme merA, Selen (Se)
cũng là dạng kim loại đặc biệt được thực vật hấp thụ và bay hơi [42].
1.2.3. Ưu - nhược điểm và triển vọng của công nghệ xử lý đất ô nhiễm kim loại
nặng bằng thực vật.
1.2.3.1. Ưu điểm
- Công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất có các ưu điểm như: có thể sử dụng
trên quy mô rộng, trong khi các công nghệ khác không thể thực hiện được. Đây là
giải pháp lâu dài, bởi vì chất ô nhiễm có thể bị khoáng hóa. Sinh khối thực vật có
thể sử dụng như là nguyên liệu, nhiên liệu, đồ gỗ mỹ nghệ, phát điện, làm sợi làm
giảm xói mòn đất, dẫn đến giảm ô nhiễm sông hồ. Sinh khối thực vật chứa các chất

Số hóa bởi Trung tâm Học liệu

16
ô nhiễm có thể chiết, phục hồi lại như là một nguồn tài nguyên. Ví dụ, sinh khối
chứa Se, một chất dinh dưỡng sẽ được chuyển đến những nơi đất thiếu Se để bổ
sung vào nguồn thức ăn cho động vật [29, 32].
- Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm có thể được sử dụng để xử lý tại chỗ
hoặc chuyển chỗ [31, 43]. Xử lý tại chỗ luôn được cân nhắc ưu tiên, bởi vì nó

giảm thiểu mức độ xáo trộn đất và giảm mức độ phát tán ô nhiễm thông qua
không khí và nước.
- Mặt khác, công nghệ thực vật là công nghệ xanh và thân thiện với môi
trường, tạo ra sự thẩm mỹ nên cộng đồng dễ chấp nhận [43].
- Công nghệ thực vật không đòi hỏi các dụng cụ đắt tiền, các chuyên gia có
trình độ cao và tương đối dễ dàng thực hiện. Nó có khả năng xử lý thường xuyên ở
một vùng rộng lớn với nhiều chất ô nhiễm khác nhau.
- Tuy nhiên, ưu điểm lớn nhất của công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm là chi
phí thấp so với các công nghệ thông thường [31, 43]. Ví dụ, chi phí làm sạch 1 acre
đất cát pha với chất ô nhiễm ở độ sâu 50 cm bằng thực vật ước tính khoảng 60.000
USD – 100.000 USD, trong khi xử lý theo phương pháp đào và chuyển chỗ thông
thường phải mất 400.000 USD.
1.2.3.2. Nhược điểm
Bên cạnh nhiều khía cạnh tích cực, công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm cũng
còn một số hạn chế sau:
- 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 không được xử lý
hoàn toàn [35].
- Các yếu tố vật lý và hóa học như kết cấu đất, pH, độ mặn, hàm lượng
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 loài thực vật không thể sinh trưởng trong điều kiện môi
trường ô nhiễm nặng .