Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và hấp thụ Chì (Pb) và Cadimin (Cd) của cây Cỏ linh lăng (Medicago sativa) trong các môi trường đất khác nhau.

ĐẠI HỌC THÁI NGUYÊN
TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM


LƯƠNG THỊ MINH HUYỀN

Tên chuyên đề:
NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG SINH TRƯỞNG VÀ HẤP THỤ CHÌ (PB) VÀ
CADIMIN (CD) CỦA CÂY CỎ LINH LĂNG (MEDICAGO SATIVA)
TRONG CÁC MÔI TRƯỜNG ĐẤT KHÁC NHAU

KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC




Hệ đào tạo : Chính quy
Chuyên ngành : Khoa học môi trường
Khoa : Môi trường
Khoá : 2010 – 2014
Giảng viên hướng dẫn : TS. Trần Thị Phả





Thái Nguyên, 2014
LỜI CẢM ƠN
Thực tập tốt nghiệp là quá trình học tập để cho mỗi sinh viên vận dụng
những kiến thức, lý luận đã được học trên nhà trường vào thực tiễn, tạo cho
sinh viên làm quen những phương pháp làm việc, kỹ năng công tác. Đây là

giai đoạn không thể thiếu được đối với mỗi sinh viên trong quá trình học tập.
Được sự nhất trí của Ban giám hiệu Nhà trường, Ban chủ nhiệm khoa Môi
trường, trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên và cô giáo hướng dẫn đề tài đề
tài tốt nghiệp Th.S Trần Thị Phả, em tiến hành thực hiện đề tài: “Nghiên cứu
khả năng sinh trưởng và hấp thụ Chì (Pb) và Cadimin (Cd) của cây Cỏ linh
lăng (Medicago sativa) trong các môi trường đất khác nhau”.
Thời gian thực tập tuy không dài nhưng đem lại cho em những kiến
thức bổ ích và những kinh nghiệm quý báu, đến nay em đã hoàn thành đề tài
tốt nghiệp của mình.
Nhân dịp này, em xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc đến cô Th.S Trần
Thị Phả đã luôn tận tình chỉ bảo và cung cấp cho em rất nhiều kiền thức
trong quá trình làm thực tập cùng toàn thể các thầy giáo, cô giáo trong
khoa Môi trường, trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên.
Em xin chân thành cảm ơn thầy cô cùng bạn bè và những người thân
trong gia đình đã động viên khuyến khích và giúp đỡ em trong suốt quá
trình học tập cũng như hoàn thành khóa luận tốt nghiệp.
Do thời gian có hạn, năng lực còn hạn chế lại bước đầu làm quen với
phương pháp mới chắc chắn báo cáo không tránh khỏi thiếu sót. Em rất
mong nhận được ý kiến đóng góp của các thầy, cô giáo cùng toàn thể các
bạn sinh viên để bài báo cáo này được hoàn thiện hơn.
Em xin chân thành cảm ơn !
Thái Nguyên, ngày… tháng…năm 2014
Sinh viên


Lương Thị Minh Huyền
DANH MỤC BẢNG
Trang
Bảng 2.1. Hàm lượng các KLN trong nguồn phân bón nông nghiệp (ppm) 6

Bảng 2.2. Hàm lượng các kim loại trong bùn cống rãnh đô thị 7

Bảng 2.3. Hàm lượng KLN trong chất thải của một số mỏ vàng điển hình tại
Úc 8

Bảng 2.4. Hàm lượng của kim loại nặng trong đất 10

Bảng 2.5: hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn và Thái
Nguyên 11

Bảng 3.1: Đặc tính lý hóa và KLN trong đất dùng để thí nghiệm 23

Bảng 3.2: Nồng độ các KLN được chọn nghiên cứu ở thí nghiệm 24

Bảng 3.3: Các chỉ tiêu và phương pháp phân tích các chỉ tiêu trong thí nghiệm
24

Bảng 4.1: Sự biến động về số cây cỏ linh lăng trong môi trường đất khác nhau
27

Bảng 4.2: Sự biến động về chiều cao cây cỏ linh lăng trong môi trường đất
khác nhau 29

Bảng 4.3: Kết quả theo dõi chiều dài rễ của cây linh lăng trong môi trường đất
bị ô nhiễm 32

Bảng 4.4: Hàm lượng KLN tích lũy ở thân + lá và rễ của cây linh lăng 34

Bảng 4.5: Khả năng xử lý kim loại nặng tổng số trong đất của cây linh lăng
ởmôi trường đất khác nhau 37

Bảng 4.6: Hàm lượng KLN trong đất và cỏ linh lăng sau thời gian thí nghiệm
40

DANH MỤC HÌNH
Trang
Hình 2.1: Cây cỏ linh lăng (Medicago sativa) 20

Hình 4.1: Ảnh hưởng của Pb đến sự biến động về số cây cỏ linh lăng trong
thời gian nghiên cứu 28

Hình 4.2: Ảnh hưởng của Cd đến sự biến động về số cây của cây cỏ linh lăng
trong thời gian nghiên cứu 28

Hình 4.3: Ảnh hưởng của Pb đến sự biến động về chiều cao cây cỏ linh lăng
trong thời gian nghiên cứu 30

Hình 4.4: Ảnh hưởng của Cd đến sự biến động về chiều cao cây của cây cỏ
linh lăng trong thời gian nghiên cứu 30

Hình 4.5: Ảnh hưởng của Pb đến sự biến động về chiều dài rễ của cây cỏ linh
lăng trong thời gian nghiên cứu 33

Hình 4.6: Ảnh hưởng của Cd đến sự biến động về chiều dài rễ của cây cỏ linh
lăng trong thời gian nghiên cứu 33

Hình 4.7: Hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong cây linh lăng sau 2 tháng
trồng 35

Hình 4.8: Hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong cây linh lăng sau 4 tháng

trồng 36

Hình 4.9: Khả năng xử lý Pb tổng số của cây linh lăng ở môi trường đất có
hàm lượng khác nhau 38

Hình 4.10: Khả năng xử lý Cd tổng số của cây linh lăng ở môi trường đất có
hàm lượng khác nhau 38

Hình 4.11. Tương quan giữa hàm lượng Pb trong đất và hàm lượng Pb tích
lũy trong các bộ phận của cỏ linh lăng sau khi trồng 4 tháng 40

Hình 4.12. Tương quan giữa hàm lượng Cd trong đất và hàm lượng Cd tích
lũy trong các bộ phận của cỏ linh lăng sau khi trồng 4 tháng 41

DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

BOD
5
Nhu cầu oxy sinh hóa trong 5 ngày
CEC Khả năng trao đổi ion
COD Nhu cầu oxy hóa
Cs Cộng sự
DTPA axit dietylen triamin pentaaxetic
EDTA axit etylen diamin tetraaxetic
EEA Cục môi trường Châu Âu
HCBVTV Hóa chất bảo vệ thực vật
KLN Kim loại nặng
LSD Sự sai khác nhỏ nhất có ý nghĩa
OM Hàm lượng mùn
QCVN Quy chuẩn Việt Nam

TCCP Tiêu chuẩn cho phép
TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam
TS-BS Tiến Sỹ - Bác Sỹ

MỤC LỤC
Trang
PHẦN 1: MỞ ĐẦU 1

1.1. Tính cấp thiết của đề tài 1

1.2. Mục tiêu của đề tài 3

1.2.1. Mục tiêu chung 3

1.2.2. Mục tiêu cụ thể 3

1.3. Yêu cầu của đề tài 3

1.4. Ý nghĩa của đề tài 3

1.4.1. Ý nghĩa trong học tập và nghiên cứu 3

1.4.2. Ý nghĩa trong thực tiễn 4

PHẦN 2: TỔNG QUAN TÀI LIỆU 5

2.1. Cơ sở khoa học 5

2.1.1. Cơ sở lý luận 5

2.1.2. Cơ sở thực tiễn 5

2.2. Tổng quan về sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng 15

2.2.1. Tình hình nghiên cứu 15

2.2.2. Cơ chế sinh học xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất 18

2.2.3. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thu KLN của thực
vật 19

2.2.4. Ưu điểm và nhược điểm của công nghệ xử lý ô nhiễm KLN trong đất 19

2.3. Tổng quan về cây cỏ linh lăng và những ứng dụng trong BVMT đất 20

PHẦN 3: ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG, PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU22

3.1. Đối tượng nghiên cứu 22

3.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu 22

3.3. Nội dung nghiên cứu 22

3.4. Phương pháp nghiên cứu 22

3.4.1. Phương pháp bố trí thí nghiệm và các chỉ tiêu theo dõi 22

3.4.2. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm 24

3.4.3. Phương pháp theo dõi thí nghiệm 25

3.4.4. Phương pháp xử lý số liệu 25

PHẦN 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 26

4.1. Đánh giá khả năng sinh trưởng, phát triển của cây linh lăng trong các môi
trường đất với hàm lượng kim loại nặng khác nhau 26

4.1.1. Kết quả theo dõi sự biến động về số cây cỏ linh lăng trong thời gian thì
nghiệm. 26

4.1.2. Kết quả theo dõi chiều cao cây cỏ linh lăng 29

4.1.3. Kết quả theo dõi chiều dài rễ của cây linh lăng 31

4.2. Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ Pb và Cd trong đất đến khả năng hấp
thụ Pb và Cd của cỏ linh lăng 34

4.3 Đánh giá khả năng xử lý KLN của cây cỏ linh lăng trong môi trường đất
với hàm lượng KLN khác nhau 37

4.4. Sự tương quan giữa hàm lượng Pb và Cd trong đất và hàm lượng Pb và
Cd cây hấp thụ 39

PHẦN 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 42

5.1. Kết luận 42

5.2. Kiến nghị 42

TÀI LIỆU THAM KHẢO 44

1
PHẦN 1: MỞ ĐẦU

1.1. Tính cấp thiết của đề tài
Những năm gần đây, do nhu cầu phát triển kinh tế - xã hội của đất nước
và trong điều kiện mở cửa của nền kinh tế thị trường, các hoạt động khai thác
khoáng sản đang được khai thác với quy mô ngày càng lớn. Công nghiệp khai
thác khoáng sản đã có nhiều đóng góp quan trọng cho phát triển kinh tế - xã
hội, góp phần tích cực vào sự nghiệp công nghiệp hoá, hiện đại hoá đất nước.
Tuy nhiên, bên cạnh những mặt tích cực đạt được, trong quá trình khai
thác khoáng sản phục vụ cho lợi ích của mình, con người đã làm thay đổi môi
trường xung quanh. Các hoạt động khai thác than, quặng, phi 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 cân bằng điều kiện sinh thái được hình thành
từ hàng chục triệu năm, gây ô nhiễm nặng nề đối với môi trường và ngày càng
trở nên vấn đề cấp bách mang tính chất xã hội và chính trị của cộng đồng.
Đặc biệt, vấn đề ô nhiễm kim loại nặng trong đất đang ở mức đáng lo
ngại ở nhiều vùng khai thác khoáng sản. Các nhà khoa học đã chỉ ra những rủi
ro có thể xảy ra đối với con người cũng như mức độ tích tụ các kim loại nặng
trong các sản phẩm nông nghiệp quan trọng như lúa, gạo… Nguồn gốc và sự
xuất hiện các nguy hại với môi trường sống do khai thác mỏ gây ra thật phức
tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất tốn kém. Vì vậy, giải quyết vấn đề này
còn gặp rất nhiều khó khăn.
Trên thế giới hiện nay đã có rất nhiều các phương pháp khác nhau xử
để lý KLN trong đất được đưa ra và sử dụng như: Công nghệ rửa đất, công
nghệ cố định tại chỗ, Tuy nhiên, các phương pháp này đều có chi phí cao,
chỉ phù hợp tiến hành với quy mô nhỏ trong khi tình trạng ô nhiễm đất lại xảy
ra trên diện rộng, không những thế một số phương pháp còn có thể làm phát

2
sinh các chất ô nhiễm mới trong đất Do đó, hiệu quả của việc áp dụng các
phương pháp trên là không cao. Vậy, vấn đề đặt ra là cần phải tìm ra một
phương pháp xử lý KLN trong đất sao cho vừa hiệu quả, vừa dễ thực hiện, chi
phí thấp mà lại thân thiện với môi trường.
Sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm đã và đang được coi là giải pháp và
xu hướng tối ưu. Đây là giải pháp được đánh giá cao có nhiều ưu điểm nổi
trội: dễ thực hiện, không đòi hỏi trình độ kỹ thuật cao, chi phí xử lý thấp và
đặc biệt là thân thiện với môi trường
Trong quá trình nghiên cứu kĩ thuật xử lý ô nhiễm bằng thực vật, các
nhà khoa học đã khám phá ra rất nhiều loài thực vật có khả năng hút kim loại
nặng từ đất. Trong đó, nhiều nhà khoa học đã phát hiện Cỏ linh lăng có thể
sinh trưởng, phát triển bình thường và có thể hấp thụ một lượng kim loại nặng
( Pb, Zn, As, Cd…) nhất định. Vậy tốc độ sinh trưởng và phát triển của cỏ
linh lăng trong môi trường đất bị nhiễm kim loại nặng ra sao? Khả năng xử lý
kim loại nặng của cỏ linh lăng ở trong các môi trường có nồng độ kim loại
nặng khác nhau như thế nào?
Xuất phát từ thực tiễn này, đồng thời góp phần giải quyết vấn đề ô
nhiễm kim loại nặng trong đất. Được sự nhất trí của Ban giám hiệu Nhà
trường, Ban chủ nhiệm khoa Môi trường, Trường Đại học Nông Lâm Thái
Nguyên và cô giáo hướng dẫn đề tài tốt nghiệp Th.S Trần Thị Phả, em tiến
hành thực hiện đề tài: “Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và hấp thụ Chì
(Pb) và Cadimin (Cd) của cây Cỏ linh lăng (Medicago sativa) trong các
môi trường đất khác nhau”.
3
1.2. Mục tiêu của đề tài
1.2.1. Mục tiêu chung
Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và hấp thụ Chì (Pb) và Cadimin
(Cd) của cây Cỏ linh lăng nhằm đánh giá khả năng xử lý đất bị ô nhiễm Chì
(Pb) và Cadimin (Cd) trong các môi trường đất khác nhau

1.2.2. Mục tiêu cụ thể
- Đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của cây cỏ linh lăng
trong các môi trường đất bị nhiễm Pb và Cd với nồng độ khác nhau;
- Xác định khả năng tích lũy Pb và Cd của cây cỏ linh lăng trong điều
kiện môi trường đất nghiên cứu bị nhiễm Pb và Cd ở các nồng độ khác nhau
- Đánh giá khả năng hấp thụ kim loại nặng trong thân, lá và rễ của cây
cỏ linh lăng.
- Nghiễn cứu biện pháp sử dụng cây cỏ linh lăng để xử lý ô nhiễm môi
trường đất.
1.3. Yêu cầu của đề tài
- Các chỉ tiêu theo dõi về khả năng sinh trưởng của cây cỏ linh lăng
trong đề tài phải được định lượng rõ ràng;
- Số liệu phân tích, xử lý về hàm lượng Pb và Cd trong mẫu đất, mẫu
cây trong quá trình nghiên cứu phải có độ tin cậy cao.
1.4. Ý nghĩa của đề tài
1.4.1. Ý nghĩa trong học tập và nghiên cứu
- Nâng cao kiến thức, kỹ năng và rút ra kinh nghiệm phục vụ công tác
học tập và nghiên cứu sau này;
- Đánh giá hiệu quả cải tạo môi trường đất dưới khả năng hấp thụ KLN
của loài thực vật trên trong điều kiện thí nghiệm
4
1.4.2. Ý nghĩa trong thực tiễn
- Biết được khả năng sinh trưởng của cây cỏ linh lăng trong môi trường
đất bị ô nhiễm Pb và Cd.
- 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 đua ra mô
hình ứng dụng rộng rãi trong thực tiễn.

5
PHẦN 2: TỔNG QUAN TÀI LIỆU

2.1. Cơ sở khoa học
2.1.1. Cơ sở lý luận
2.1.1.1. Một số khái niệm liên quan.
* Khái niệm về KLN.
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.
* Khái niệm về ô nhiễm KLN trong đất.
Ô nhiễm KLN trong đất: Có một số hợp chất KLN bị thụ động và đọng
lại trong đất, song có một số hợp chất có thể hoà tan dưới tác động của nhiều
yếu tố khác nhau, nhất là do độ chua của đất, của nước mưa. Điều này tạo
điều kiện để các KLN có thể phát tán rộng vào nguồn nước ngầm, nước mặt
và gây ô nhiễm đất.
2.1.2. Cơ sở thực tiễn
2.1.2.1. Nguồn gây ô nhiễm KLN trong đất
Có 2 nguồn ô nhiễm KLN chính là tự nhiên và nhân tạo:
a. Nguồn tự nhiên.
* Quá trình phong hóa đá.
Nguồn này phụ thuộc nhiều vào đá mẹ, hàm lượng tạo ra không lớn. Đá
mẹ là nguồn cung cấp đầu tiên các nguyên tố khoáng và có vai trò quan trọng
trong việc tích lũy các KLN trong đất. Trong những điều kiện xác định, phụ

thuộc vào các loại đá mẹ khác nhau mà các đất được hình thành có chứa hàm
lượng các KLN khác nhau.
6
b. Nguồn nhân tạo
Ngoài nguồn từ quá trình phong hoá đá, có nhiều nguồn từ các hoạt
động nhân sinh đưa kim loại vào đất. Bao gồm: Khai khoáng và luyện kim,
các hoạt động công nghiệp, lắng đọng từ khí quyển, hoạt động sản xuất nông
nghiệp, chất thải đưa vào đất.
* Hoạt động sản xuất nông nghiệp.
Trong sản xuất nông nghiệp, con người đã làm gia tăng đáng kể hàm
lượng các nguyên tố KLN trong đất. Việc sử dụng các loại phân bón (hữu cơ,
vô cơ), thuốc bảo vệ thực vật, bùn thải, nước thải, đều bổ xung KLN có thể
tích lũy gây độc cho đât. Trong thành phần của phân bón và hóa chất bảo vệ
thực vật (HCBVTV) có chứa các KLN độc hại như: As, Pb, Cu, Cd, Zn
Hàm lượng KLN trong các loại phân bón khá cao. Số lượng và hàm
lượng các KLN được đưa vào đất từ sản xuất nông nghiệp được thống kê
trong bảng 2.1.
Bảng 2.1. Hàm lượng các KLN trong nguồn phân bón nông nghiệp (ppm)
Kim
loại
Phân
Photpho
Phân
Nitơ
Đá vôi
Bùn cống
thải
Phân
chuồng
Nước

tưới
TBVT
V
As <1-1200 2-120 0,1-24 2-30 <1-25 <10 3-30
Bi - - - <1-100 - - -
Cd 0,1-190 <0,1-9 <0,05-0,1 2-3000 <0,01-0,8

<0,05 -
Hg 0,01-2 0,3-3 - <1-56 <0,01-0,2

- 0,6-6
Pb 4-1000 2-120 20-1250 2-7000 0,4-16 <20 11-26

Sb <1-10 - - 2-44 <0,1-0,5 - -
Se 0,5-25 - <0,1 1-17 0,2-2,4 <0,05 -
Te 20-23 - - - 0,2 - -
Nguồn: Lê Văn Khoa (2004)[8]
7
Asenat hiđrô chì đã từng được sử dụng nhiều trong thế kỷ 20 làm thuốc
trừ sâu cho các loại cây ăn quả. Việc sử dụng nó đôi khi tạo ra các tổn thương
não đối với những người phun thuốc này.
* Hoạt động công nghiệp, khai khoáng.
Nguồn ô nhiễm KLN do các hoạt động công nghiệp và nước thải đô thị:
Tác động của quá trình công nghiệp và đô thị đến môi trường đất xảy ra rất
mạnh từ cuộc cách mạng công nghiệp ở thế kỉ 18 - 19, đặc biệt là trong những
thập niên gần đây. Các chất thải có khả năng gây ô nhiễm trong đất ở mức độ
lớn như chất thải công nghiệp tẩy rửa, công nghiệp phân bón, thuốc bảo vệ
thực vật, thuốc nhuộm, màu vẽ, thuộc da, pin, khoáng chất, mà As chứa trong
những chất thải này rất nhiều.
Nước thải từ cống rãnh thành phố bao gồm cả nước thải sinh hoạt và công

nghiệp cũng chứa nhiều KLN (Bảng 2.2).
Bảng 2.2. Hàm lượng các kim loại trong bùn cống rãnh đô thị
mg/kg chất khô
Nguyên tố Khoảng giao động Trung bình
As 1,1 - 230 10
Cd 1 – 3410 10
Cu 84 - 17000 800
Fe 1000 - 154000 17000
Mn 32 - 9870 260
Nguồn: Logan, 1990 [28].
Năm 2005, Trung Quốc là nhà sản xuất asen trắng hàng đầu, chiếm gần
50% sản lượng thế giới. Sau đó là Chile và Peru, theo báo cáo của Khảo sát
Địa chất Vương quốc Anh [25].
8
* Sự ô nhiễm đất do khai thác khoáng sản
- Khoáng sản là một loại tài nguyên không tái tạo, ít khi ở dạng đơn
khoáng mà thường hình thành những tập hợp khoáng vật khác nhau.
Các hoạt động khai mỏ thải ra một lượng lớn KLN vào dòng nước và góp
phần gây ô nhiễm cho đất.
Môi trường đất tại các mỏ khai thác vàng mới khai trường thường có độ
kiềm cao (pH: 8-9), ngược lại các mỏ khai thác vàng cũ, thường có đọ axit mạnh
(pH: 2,5-3,5); dinh dưỡng đất thấp và hàm lượng kim loại nặng rất cao. Chất thải
ở đây thường là nguồn gây ô nhiễm môi trường, cả phần trên bề mặt và dưới đất
sâu. Ở Úc, chất thải từ các mỏ vàng chứa hàm lượng KLN vượt tiêu chuẩn cho
phép rất nhiều lần. (thể hiện bảng 2.3) [10]
Bảng 2.3. Hàm lượng KLN trong chất thải của một số
mỏ vàng điển hình tại Úc
KLN Hàm lượng KLN tổng số (mg/kg)
As 1120
Cr 55

Cu 156
Mg 2000
Pb 353
St 335
Zn 283
(Nguồn: AZN,1992) [10] Phạm Văn Khang, Lê Tuấn Anh, Nguyễn Ngọc
Minh (2001), Một số nghiên cứu về ô nhiễm Pb trên thế giới và Việt
Nam, Tạp chí Khoa học đất số 18
9
2.1.2.2. Tình hình đất bị ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới và Việt Nam.
a. Tình hình đất bị ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới.
* Tại vùng cửa sông, vùng ven biển và biển
Ô nhiễm kim loại ở môi trường biển đã gia tăng trong những năm gần
đây do dân số toàn cầu gia tăng và sự phát triển công nghiệp (Arellano et al.,
1999 trích trong Susana et al., 2005). Ô nhiễm kim loại nặng ở nhiều vùng
cửa sông, vùng ven biển trên thế giới đã được biết từ lâu bởi tính độc hại đe
dọa đến sự sống của sinh vật thủy sinh, gây nguy cơ cho sức khỏe của con
người. Ô nhiễm Pb và Zn là một trong những điều đáng quan tâm do ảnh
hưởng độc hại của chúng lên hệ sinh thái tại các cửa sông ở Úc, với hàm
lượng rất cao 1000µg.g-1 Pb, 2000 µg.g-1 Zn có thể tìm thấy trong các trầm
tích bị ô nhiễm (Irvine & Birch, 1998 trích trong McFarlane & Burchett,
2002). Bryan et al. (1985) trích trong Bryan & Langston (1992) đã xác định
hàm lượng chì vô cơ trong trầm tích cửa sông ở Anh biến động từ 25 µg.g-1
trong khu vực không bị ô nhiễm đến hơn 2700 µg.g-1 trong cửa sông Gannel
nơi nhận chất thải từ việc khai thác mỏ chì. Hàm lượng của các hợp chất chì
này có lẽ có nguồn gốc do sử dụng xăng dầu pha chì.
Tương tự như Pb, hàm lượng As cũng đã được xác định ở nhiều vùng
cửa sông, vùng ven biển trên thế giới. Hàm lượng As trong trầm tích cửa sông
đã được xác định từ 5 µg.g-1 ở cửa sông Axe đến lớn hơn 1000 µg.g-1 trong
các cửa sông Restronguet Creek, Cornwall nơi nhận nước thải từ các khu vực

khai thác quặng mỏ kim loại (Langstone, 1985 trích trong Bryan & Langston,
1992).
Hàm lượng Cd cũng được xác định ở Anh tại các cửa sông không bị ô
nhiễm với hàm lượng 0.2 µg.g-1, tại các cửa sông bị ô nhiễm nặng hàm lượng
này có thể lên đến 10 µg.g-1 (Bryan & Langston, 1992). Sông Deule ở Pháp
là một trong những con sông bị ô nhiễm rất nặng do hứng chịu chất thải từ
10
nhà máy luyện kim. Hàm lượng kim loại trong trầm tích sông này rất cao (480
mg.kg-1) (Neda et al., 2006).
Zheng & Lin (1996) đã xác định hàm lượng Pb và Cd trong trầm tích
rừng ngập mặn Avicennia marina, vịnh Shenzhen với hàm lượng tương ứng
28,7 µg.g1và 0,136 µg.g-1 tương ứng.
b. Tình hình đất bị ô nhiễm kim loại nặng trên ở Việt Nam.
- Theo điều tra của UNICEF, Asen có trong tất cả đất, đá, các trầm tích
được hình thành từ nghìn năm trước tại Việt Nam, với nồng độ khác nhau.
Thạch tín từ đá tan vào các mạch nước ngầm. Vì vậy, mọi nơi trên lãnh thổ
Việt Nam đều có nguy cơ nhiễm Asen.
Bảng 2.4. Hàm lượng của kim loại nặng trong đất
(Đơn vị tính: ppm)
Kim loại Khoảng dao động Trung bình
As 5- 10 -
Cd 0,1- 1 0,62
Hg 0,01- 0,06 0,098
Pb 1- 88,8 29,2
Sb - 0,9
Nguồn: Lê Văn Khoa và cs, 2000 [8]
- Theo kết quả nghiên cứu của tác giả Nguyễn Ngọc Nông (2003) (bảng
2.3) cho thấy rằng hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn
và Thái Nguyên ngày càng lớn đối với vùng đất gần đô thị, khu công nghiệp
và khu dân cư tập trung. Tuy hàm lượng các nguyên tố chưa vượt quá TCCP

nhưng hàm lượng Cd, Pb, As khá cao trong vài loại đất ở vùng thành phố
Thái Nguyên đang là sự cảnh báo về môi trường [9].
11
Bảng 2.5: hàm lượng các nguyên tố Cd, Pb, As trong đất ở Bắc Kạn
và Thái Nguyên
Nguyên tố Bắc Kạn 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 [12].
- Được biết kết quả thăn dò địa chất cho thấy, cả nước có khoảng 5000
mỏ và điểm quặng, tong đó có khoảng 1000 mỏ đã và đang được tổ chức và
khai thác.
- Theo kết quả của Nghân hàng thế giới (World Bank), 10 tỉnh thành phố
có tỉ lệ ô nhiễm cao nhất Việt Nam là: TP Hồ Chí Minh, Hà Nội, Hải Phòng,
Bình Dương, Thái Nguyên, Phú Thọ, Đà Nẵng, Bà Rịa – Vũng Tàu và Cần
Thơ. Tronh đó chọn ra 10 xã của mỗi tỉnh có tỉ lệ ô nhiễm cao nhất với ba loại
hình: ô nhiễm đất, nước và không khí. Tại Hà Nội ô nhiễm đất chiếm khoảng
46,9% KLN của vùng công nghiệp trọng điểm phía Bắc. trong khi đó tai TP Hồ
Chí Minh ô nhiễm đất chiếm 57,2% . Khảo sát chất lượng đất nông nghiệp ô
nhiễm KLN ngày càng tăng do chất thải từ các khu công nghiệp, làng nghề,
phân bón hóa học tích trữ qua nhiều năm ( Việt Nam net, 2004) [21].
- Có thể nói rằng vấn đề ô nhiễm KLN nói chung đã và đang thách thức
môi trường Việt Nam, các loại ô nhiễm thường thấy tại các đô thị Việt Nam là
ô nhiễm nguồn nước mặt, ô nhiễm bụi, ô nhiễm KLN và các chất độc hại như
chì, thủy ngân, Arsen (Võ Thuận, 2006) [19].
2.1.2.3. Tính độc của một số loại kim loại nặng
a. Tính độc của Chì (Pb)
Chì là nguyên tố màu xám xanh, rất mềm, có thể cắt bằng dao. Hàm lượng
chì trong vỏ trái đất là 10 - 20mg/kg, trong nước biển là 0,03g/m

3
. Hàm lượng chì
12
có trong các đá khoảng vài mg/kg, trong đất chì dao động từ vài đến 200 mg /kg.
Chì được coi là nguyên tố độc đối với hầu hết các sinh vật. Sự có mặt của chì làm
giảm hoạt động của vi sinh vật đất, gây rối loạn quá trình tuần hoàn nitơ, [5].
Là nguyên tố KLN có khả năng linh động kém có thời gian bán hủy
trong đất từ 800-6000 năm. Theo thống kê của nhiều tác giả hàm lượng chì
trong đất trung bình từ 15-25 ppm. Ở trong đất, Pb thường nằm ở dạng phức
chất bền với các anion (CO
2
, Cl, SO
3
, PO
4
). Trong môi trường trung tính hoặc
kiềm, Pb tạo thành PbCO
3
hoặc Pb
3
(PO4)
2
ít làm ảnh hưởng đến cây trồng.
Sự tăng độ chua có thể làm tăng độ hòa tan của Pb và giảm độ chua thường
tăng sự tích lũy của chì do kết tủa. Chì bị hấp phụ trao đổi chiếm tỉ lệ nhỏ
(<5%) hàm lượng Pb có trong đất. Trong đất chì có độc tính cao, hạn chế hoạt
động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền cững dưới dạng phức hệ với các
chất hữu cơ. Khả năng hấp phụ của chì tăng dần đến pH mà tại đó hình thành
kết tủa Pb(OH)
2

, sự hòa tan của Pb trong đất tăng lên do quá trình axit hóa
trong đất chua.[5]
b. Tính độc của Cadmium (Cd)
- Đối với cây trồng: Rau diếp, cần tây, củ cải, cải bắp có xu hướng tích
luỹ Cd khá cao, trong khi đó củ khoai tây, bắp, đậu tròn, đậu dài được tích luỹ
một số lượng Cd nhiều nhất trong các loại thực phẩm, lá cà chua được tìm
thấy tích luỹ Cd khoảng 70 lần so với lá cà rốt trong cùng biện pháp trồng trọt
giống nhau. Trong các cây, Cd tập trung cao trong các rễ cây hơn các bộ phận
khác ở các loài yến mạch, đậu nành, cỏ, hạt bắp, cà chua, nhưng các loài này
sẽ không phát triển được khi tích luỹ Cd ở rễ cây. Tuy nhiên, trong rau diếp,
cà rốt, cây thuốc lá, khoai tây, Cd được chứa nhiều nhất trong lá. Trong cây
đậu nành, 2% Cd được tích luỹ hiện diện trong lá và 8% ở các chồi. Cd trong
mô cây thực phẩm là một yếu tố quan trọng trong việc giải quyết sự tích luỹ
13
chất Cd trong cơ thể con người. Sự tập trung Cd trong mô thực vật có thể gây
ra thông tin sai lệch của quần thể.[15]
- Đối với con người: Cd trong môi trường thường không độc hại
nhiều nhưng nguy hại chính đối với sức khoẻ con người từ Cd là sự tích tụ
mãn tính của nó ở trong thận. Ở đây, nó có thể gây ra rối loạn chức năng
nếu tập trung ở trong thận lên trên 200mg/kg trọng lượng tươi. Thức ăn là
con đường chính mà Cd đi vào cơ thể, nhưng việc hút thuốc lá cũng là
nguồn ô nhiễm kim loại nặng, những người hút thuốc lá có thể thấm vào cơ
thể lượng Cd dư thừa từ 20 - 35µg Cd/ngày. Cd đã được tìm thấy trong
protein mà thường ở trong các khối của cơ thể và những protein này có thể
tìm thấy trong nấm, đậu nành, lúa mì, cải bắp và các loại thực vật khác. Cd
là một kim loại nặng có hại, vào cơ thể qua thực phẩm và nước uống, Cd dễ
dàng chuyển từ đất lên rau xanh và bám chặt ở đó. Khi xâm nhập vào cơ
thể Cd sẽ phá huỷ thận. Nhiều công trình nghiên cứu cho thấy Cd gây
chứng bệnh loãng xương, nứt xương, sự hiện diện của Cd trong cơ thể sẽ
khiến việc cố định Ca trở nên khó khăn. Những tổn thương về xương làm

cho người bị nhiễm độc đau đớn ở vùng xương chậu và hai chân. Ngoài ra,
tỷ lệ ung thư tiền liệt tuyến và ung thư phổi cũng khá lớn ở nhóm người
thường xuyên tiếp xúc với chất độc này.[18]
2.1.2.4. Một số phương pháp truyền thống xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng
a. 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.

14
b. 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). 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.
c. 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 ta cần tìm kiếm những phương pháp khác có hiệu quả kinh tế cao
hơn, thân thiện hơn với môi trường.
d. 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
15
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.
2.1.2.5. Một số văn bản pháp luật liên quan.
- Luật Bảo vệ môi trường 2005 được Quốc hội nước Cộng hòa xã hội chủ
nghĩa Việt Nam khóa XI, kỳ họp thứ 8 thông qua ngày 29 tháng 11 năm 2005.
- Nghị định số 80/2006/NĐ- CP ngày 09 tháng 08 năm 2006 của Chính

phủ quy định chi tiết và hướng dẫn thi hành một sô điều của Luật Bảo vệ môi
trường 2005.
- Nghị định số 21/2008/NĐ- CP ngày 28 tháng 02 năm 2008 của Chính
phủ sửa đổi bổ sung một số điều của Nghị định số 80/2006/NĐ- CP ngày 09
tháng 08 năm 2006 của Chính phủ về việc quy định chi tiết và hướng dẫn thi
hành một số điều của Luật Bảo vệ môi trường 2005.
- QCVN 03: 2008/BTNMT quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn
cho phép của KLN trong đất.
2.2. Tổng quan về sử dụng thực vật xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng
2.2.1. Tình hình nghiên cứu
2.2.1.1. Trên thế giới
Khả năng làm sạch môi trường của thực vật đã được biết từ thế kỷ XVIII
bằng các thí nghiệm của Joseph Priestley, Antoine Lavoissier, Karl Scheele
16
và Jan Ingenhousz. Tuy nhiên, mãi đến những năm 1990 phương pháp này
mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới dùng đề xử lý môi trường đất
và nước bị ô nhiễm bởi các kim loại, các hợp chất hữu cơ, thuốc súng và các
chất phóng xạ (Võ Văn Minh, Võ Châu Tuấn, 2009) [10].
Nghiên cứu cho thấy, các loài thực vật khác nhau có khả năng hấp thu
KLN khác nhau
Ngoài ra còn có một số kết quả nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại
nặng như:
- Khả năng hấp thụ Cadimi (Cd)
Khả năng hấp thụ Cd trong đất cũng đã được công bố trong những năm
gần đây. Cây T.caerulescens được đánh giá là loài thực vật có khả năng tích
luỹ Cd với hàm lượng lớn. Tích luỹ Cd của loài thực vật này tuỳ thuộc vào
từng kiểu sinh thái. Ở một kiểu sinh thái nhất định chúng có thể tích luỹ Cd
lên đến 12.500 mg/kg Cd trọng lượng khô mà không có dấu hiệu độc; tuy
nhiên ở một số kiểu sinh thái khác chỉ tích luỹ 2.300 mg/kg Cd trọng lượng
khô. Trong khi đó, Cosio (2004) và Kupper (2000) cho rằng cây Arabidopsis

halleri mới chính là siêu tích luỹ Cd. Trong khi một nghiên cứu khác của Salt
và các cộng sự (1997) lại nghi ngờ cây B.juncea cũng là loài siêu tích luỹ Cd.
- Khả năng hấp thụ Chì (Pb)
Pb là một KLN cực kỳ độc, nó là mối đe doạ đối với các loài động, thực
vật và sức khoẻ con người. Một số kết quả nghiên cứu cho thấy, cây Sesbania
đrummonii, một loài cây họ đậu và nhiều cây họ cải có thể tích luỹ Pb với hàm
lượng khá lớn trong rễ (Blaylock và cộng sự,1997; Sahi và cộng sự 2002; Wong
và cộng sự, 2001) và Piptathertan miliacetall, một loài cỏ tích luỹ Pb trực tiếp
khi môi trường đất bị ô nhiễm mà không có dấu hiệu nhiễm độc sau 3 tuần.
17
2.2.1.2. Tại Việt Nam
Ở nước ta, nghiên cứu khả năng hấp thụ KLN của thực vật để xử lý ô
nhiễm môi trường cũng đã bắt đầu được thực hiện. Kết quả cho thấy, cây hoa
ngũ sắc (Lantana camara) có thể chịu được hàm lượng Pb trong đất lên tới
10.000 ppm thậm chí 20.000 ppm. Năm 2003, trong Báo cáo khoa học tại Hội
nghị công nghệ sinh học toàn quốc, Nguyễn Quốc Thông, Đặng Đình Kim và
các cộng sự đã khẳng định, cây cải xoong (Nasturtium officinale) có khả năng
làm giảm 60 – 80% Cr và 70 – 80% Ni từ nước thải mạ điện có nồng độ Cr và
Ni tương ứng là 58,39mg/l và 5,77mg/l [4]. Nghiên cứu loại bỏ Cr và Ni trong
nước ô nhiễm cũng được thử nghiệm với cây cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides
L.) và cây sậy (Phragmites australis) theo “phương pháp vùng rễ”, kết quả thu
được cũng rất khả quan. Khi hàm lượng Cr và Ni thấp, hiệu suất xử lý có thể
đạt trên 70% với Ni và trên 90% với Cr
6+
và Cr
3+
(Trần Văn Tựa, Nguyễn Đức
Thọ và cs, 2007) [11].
Kết quả bước đầu nghiên cứu về khả năng cải tạo đất ô nhiễm KLN
bằng thực vật bản địa tại mỏ khai thác khoáng sản Trại Cau và Làng Hích

huyện Đồng Hỷ tỉnh Thái Nguyên cho thấy hàm lượng KLN (Zn, Cd, Pb, As)
trong đất xử lý bằng cây sậy (Phragmites autralis) và cây Cỏ lá tre thân bò
(Axonopus Compressus P.Beauv) đều giảm nhiều lần so với trước khi trồng
cây. Hàm lượng KLN trong đất sau khi cải tạo bằng cậy sậy giảm nhiều lần
hơn so với cây Cỏ lá tre thân bò. Kết quả phân tích hàm lượng tích lũy KLN
trong rễ, thân lá cây sậy và cây Cỏ lá tre thân bò sau khi cải tạo ô nhiễm đều
tăng lên so với trước đó. Cây sậy có khả năng sinh trưởng phát triển nhanh và
cho sinh khối lớn trên đất ô nhiễm KLN. Kết quả nghiên cứu đã cho thấy cây
sậy là loài thực vật có khả năng cải tạo tốt đất ô nhiễm KLN tại khu vực khai
thác khoáng sản (Trần Thị Phả, Đàm Xuân Vận. 2011) [6].
18
Như vậy việc sử dụng thực vật có khả năng hấp thu KLN để phục
hồi đất bị ô nhiễm là một kỹ thuật đầy triển vọng. Thành công của việc
ứng dụng phương pháp này sẽ cung cấp một giải pháp xử lí ô nhiễm đơn
giản, rẻ tiền, an toàn, góp phần to lớn trong công tác bảo vệ môi trường
tại Việt Nam.
2.2.2. Cơ chế sinh học xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất
Công nghệ thực vật xử lý KLN trong đất là một dạng của công nghệ
thực vật xử lý ô nhiễm. Đây là loại công nghệ bao gồm phức hệ các cơ chế
khác nhau của mối quan hệ giữa thực vật và môi trường đất.
a. Cơ chế chiết tách chất ô nhiễm bằng thực vật.
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 loài thực vật hút chất ô nhiễm qua
rễ sau đó chuyển hóa lên các cơ quan trên mặt đất của thực vật. Chất ô nhiễm
tích lũy vào thân cây và lá, sau đó thu hoạch và loại bỏ khỏi môi trường.
b. Cơ chế cố định chất ô nhiễm bằng thực vật.
Quá trình xói mòn, rửa trôi và thẩm thấu có thể di chuyển chất ô nhiễm
trong đất vào nước mặt, nước ngầm. Cơ chế cố định chất ô nhiễm nhờ thực vật là
cách mà chất ô nhiễm tích lũy ở rễ cây và kết tủa trong đất. Quá trình diễn ra nhờ
chất tiết ở rễ thực vật cố định chất ô nhiễm và khả năng linh động của kim loại

trong đất. Thực vật được trồng trên các vùng đất ô nhiễm cũng cố định được đất
và có thể bao phủ bề mặt dẫn đến làm giảm sói mòn đất. Ngăn chặn khả năng tiếp
xúc trực tiếp giữa chất ô nhiễm và động vật. Lê Văn Khoa và cs (2010). [9]
c. Cơ chế xử lý chất ô nhiễm nhờ quá trình thoát hơi nước ở thực vật.
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.