Nghiên cứu ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh tới một số chỉ tiêu sinh lý – hoá sinh và sự tích lũy chì của cây đậu bắp
Bạn đang xem bản rút gọn của tài liệu. Xem và tải ngay bản đầy đủ của tài liệu tại đây (1.3 MB, 88 trang )
BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
TRƢỜNG ĐẠI HỌC SƢ PHẠM HÀ NỘI
MAI THỊ NHÀI
NGHIÊN CỨU ẢNH HƢỞNG CỦA CHẾ PHẤM VI
SINH TỚI MỘT SỐ CHỈ TIÊU SINH LÍ – HÓA SINH
VÀ SỰ TÍCH LŨY CHÌ CỦA CÂY ĐẬU BẮP
(Abelmoschus esculentus L.)
LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC SINH HỌC
HÀ NỘI, 2017
HÀ NỘI, NĂM 20
BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
TRƢỜNG ĐẠI HỌC SƢ PHẠM HÀ NỘI
MAI THỊ NHÀI
NGHIÊN CỨU ẢNH HƢỞNG CỦA CHẾ PHẤM VI
SINH TỚI MỘT SỐ CHỈ TIÊU SINH LÍ – HÓA SINH
VÀ SỰ TÍCH LŨY CHÌ CỦA CÂY ĐẬU BẮP
(Abelmoschus esculentus L.)
Chuyên ngành: Sinh học thực nghiệm (Sinh lý học thực vật)
Mã số: 60.42.01.14
LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC SINH HỌC
Người hướng dẫn khoa học: TS. Trần Khánh Vân
HÀ NỘI, 2017
HÀ NỘI, NĂM 2017
LỜI CẢM ƠN
Em xin chân thành cảm ơn TS. Trần Khánh Vân đã luôn tận tình hướng dẫn và
giúp đỡ em trong suốt quá trình nghiên cứu và thực hiện đề tài.
Em xin trân trọng cảm ơn các thầy cô giáo trong khoa Sinh học – Trường Đại
học Sư phạm Hà Nội, đặc biệt là các thầy cô giáo trong bộ môn Sinh lý học Thực
vật - Ứng dụng đã giúp đỡ, tạo điều kiện cho em trong suốt thời gian học tập và
nghiên cứu tại trường.
Em xin gửi đến gia đình và bạn bè, những người thân đã luôn bên cạnh, ủng
hộ, động viên em trong suốt quá trình học tập cũng như thực hiện đề tài với lời biết
ơn chân thành và sâu sắc nhất.
Cảm ơn Quỹ Thiên nhiên Môi trường Nagao (Nagao Natural Environmental
Foundation – NEF)
Em xin chân thành cảm ơn!
Hà Nội, tháng 6 năm 2017
Ngƣời viết
Mai Thị Nhài
DANH MỤC CÁC KÍ HIỆU, CÁC CHỮ VIẾT TẮT
AMF
: Arbuscular mycorhizal fungi (Nấm ký sinh vùng rễ)
BNN
: Bộ Nông Nghiệp
BTNMT
: Bộ Tài Nguyên Môi Trường
CT
: Công thức
CPVS
: Chế phẩm vi sinh
ĐC
: Đối chứng
EDTA
: Ethylene Diamine Tetraacetic Acid
FAO
: Food and Agriculture Organization of the United
Nations (Tổ chức Liên hợp quốc về lương thực và thực phẩm)
KLN
: Kim loại nặng
ppm
: part per million (Nồng độ phần triệu)
QCVN
: Quy chuẩn Việt Nam
TCCP
: Tiêu chuẩn cho phép
TCVN
: Tiêu chuẩn Việt Nam
UNESCO
: United Nations Educational, Scientific and Cultural
Organization (Tổ chức Giáo dục, Khoa học và Văn hóa của Liên hiệp quốc)
VSV
: Vi sinh vật
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến tỉ lệ
nảy mầm của hạt đậu bắp ................................................................................ 25
Bảng 2: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến chiều
dài mầm đậu bắp ............................................................................................. 27
Bảng 3: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khối
lượng tươi mầm đậu bắp ................................................................................. 29
Bảng 4: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khối
lượng khô mầm đậu bắp .................................................................................. 31
Bảng 5: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hoạt
độ enzim α - amilaza ....................................................................................... 33
Bảng 6: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng prolin trong mầm đậu bắp ..................................................................... 35
Bảng 7: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng diệp lục tổng số trong lá đậu bắp .......................................................... 38
Bảng 8: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng diệp lục liên kết trong lá đậu bắp .......................................................... 40
Bảng 9: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hoạt
tính enzim catalaza trong lá đậu bắp ............................................................... 42
Bảng 10: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng nước liên kết trong lá đậu bắp .............................................................. 45
Bảng 11: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khả
năng giữ nước của mô lá đậu bắp ................................................................... 47
Bảng 12: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến chiều
cao cây đậu bắp ............................................................................................... 49
Bảng 13: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khối
lượng tươi quả đậu bắp.................................................................................... 51
Bảng 14: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng đường khử trong quả đậu bắp tươi ....................................................... 54
Bảng 15: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng vitamin C trong quả đậu bắp tươi ......................................................... 56
Bảng 17: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lượng Mg trong quả đậu bắp tươi ................................................................... 58
DANH MỤC HÌNH
Hình 1: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hoạt
tính enzim catalaza trong lá đậu bắp ............................................................... 42
Hình 2: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến kích
thước quả đậu bắp ........................................................................................... 52
Hình 3: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến sự tích
lũy Pb trong thân và rễ khô của cây đậu bắp. ................................................. 60
Hình 4: Ảnh hưởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến sự tích
lũy Pb trong quả đậu bắp. ................................................................................ 62
MỤC LỤC
PHẦN I: MỞ ĐẦU ........................................................................................ 1
I. Lý do chọn đề tài ...................................................................................... 1
II. Ý nghĩa khoa học ...................................................................................... 3
III. Tổng quan vấn đề nghiên cứu ............................................................... 3
IV. Đối tƣợng, thời gian, địa điểm và phƣơng pháp nghiên cứu .......... 12
PHẦN HAI: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN ..................... 25
I.ẢNH HƢỞNG CỦA CHẾ PHẨM VI SINH TRONG ĐẤT CÓ NỒNG
ĐỘ CHÌ (Pb) KHÁC NHAU ĐẾN MỘT SỐ CHỈ TIÊU Ở GIAI ĐOẠN
NẢY MẦM CỦA CÂY ĐẬU BẮP (Abelmoschus esculentus L.)............. 25
1.1. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến tỉ lệ
nảy mầm hạt đậu bắp ................................................................................... 25
1.2. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến chiều
dài mầm đậu bắp .......................................................................................... 27
1.3. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khối
lƣợng tƣơi mầm đậu bắp .............................................................................. 28
1.4. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khối
lƣợng khô mầm đậu bắp ............................................................................... 30
1.5. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hoạt
độ enzim α - amylaza..................................................................................... 32
1.6. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng prolin trong mầm đậu bắp ................................................................ 34
II. ẢNH HƢỞNG CỦA CHẾ PHẨM VI SINH TRONG ĐẤT CÓ NỒNG
ĐỘ CHÌ (Pb) KHÁC NHAU ĐẾN MỘT SỐ CHỈ TIÊU Ở GIAI ĐOẠN
CÂY CON CỦA CÂY ĐẬU BẮP (Abelmoschus esculentus L.) .............. 37
2.1. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng diệp lục tổng số trong lá đậu bắp ...................................................... 37
2.2. Ảnh hƣởng của PHCVS và CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau
đến hàm lƣợng diệp lục liên kết trong lá đậu bắp ..................................... 39
2.3. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hoạt
tính enzim catalaza trong lá cây đậu bắp ................................................... 41
2.4. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng nƣớc liên kết trong lá cây đậu bắp ................................................... 44
2.5. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến khả
năng giữ nƣớc của mô lá cây đậu bắp ......................................................... 46
III. ẢNH HƢỞNG CỦA CHẾ PHẨM VI SINH TRONG ĐẤT CÓ
NỒNG ĐỘ CHÌ (Pb) KHÁC NHAU ĐẾN MỘT SỐ CHỈ TIÊU Ở GIAI
ĐOẠN THU QUẢ CỦA CÂY ĐẬU BẮP (Abelmoschus esculentus L.) . 48
3.1. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến chiều
cao cây đậu bắp ............................................................................................. 48
3.2. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến chỉ
tiêu năng suất của cây đậu bắp .................................................................... 50
3.2.1. Khối lƣợng tƣơi của quả đậu bắp ...................................................... 50
3.2.2. Kích thước quả đậu bắp (Chiều dài, đường kính quả) ...................... 52
3.3. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng đƣờng khử trong quả đậu bắp tƣơi .................................................. 53
3.4. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng vitamin C trong quả đậu bắp tƣơi .................................................... 55
3.5. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến hàm
lƣợng nguyên tố khoáng Magie trong quả đậu bắp tƣơi ........................... 57
3.5. Ảnh hƣởng của CPVS trong đất có nồng độ Pb khác nhau đến động
thái tích lũy kim loại Pb trong cây đậu bắp và đất trồng.......................... 59
3.5.1. Sự tích lũy Pb trong thân, rễ khô cây đậu bắp sau thu hoạch ........... 59
3.5.2. Hàm lượng Pb trong quả đậu bắp ....................................................... 62
3.5.3. Hàm lượng Pb trong đất trước và sau khi trồng ................................ 63
3.6. Đánh giá khả năng sử dụng cây đậu bắp (Abelmoschus esculentus L.) làm
cây đa mục đích và CPVS bón cho cây đậu bắp trên đất ô nhiễm Pb.............65
PHẦN BA: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .............................................. 67
PHỤ LỤC
PHẦN I: MỞ ĐẦU
I. Lý do chọn đề tài
1.1. Tính cấp thiết của đề tài
Ô nhiễm môi trường nói chung và ô nhiễm môi trường đất nói riêng đã và
đang là vấn đề hết sức cấp bách của Việt Nam và các nước trên thế giới. Trong đó
vấn đề ô nhiễm KLN trong đất ngày càng được quan tâm, đặc biệt là các vùng trồng
rau do ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe con người. Có rất nhiều nguyên nhân dẫn
đến rau xanh bị ô nhiễm như đất nông nghiệp, nước tưới bị ô nhiễm, do trong quá
trình canh tác người nông dân sử dụng quá mức phân bón, thuốc bảo vệ thực vật…
Ngoài ra còn do sự phát triển của các khu công nghiệp, làng nghề, khu khai thác
mỏ, khu đô thị dẫn đến môi trường xung quanh bị ô nhiễm.
Trước tình trạng đó, một vấn đề bức thiết được đặt ra là tìm biện pháp cải
thiện và xử lý được vấn đề ô nhiễm KLN trong rau xanh. Để giải quyết vấn đề này,
trước hết cần phải giải quyết vấn đề ô nhiễm KLN trong môi trường đất đặc biệt là
tại các vùng trồng rau. Vấn đề đặt ra là phải xử lý đất ô nhiễm như thế nào cho hợp
lý, phù hợp với điều kiện của Việt Nam mà vẫn đem lại hiệu quả. Trong những năm
gần đây, nhờ những hiểu biết về cơ chế hấp thụ, chuyển hóa, chống chịu và loại bỏ
KLN của một số loài thực vật, người ta đã chú ý đến khả năng sử dụng thực vật để
xử lý môi trường và phương pháp xử lý ô nhiễm KLN bằng thực vật đang được coi
là hướng phát triển mới và tiềm năng.
Tuy nhiên hầu hết hiện nay, các nghiên cứu về xử lý KLN nhờ thực vật đều
chủ yếu nghiên cứu theo hướng tìm ra thực vật có khả năng tích tụ một lượng lớn
KLN mà chưa nghiên cứu sâu về các loài thực vật đa mục đích – là thực vật vừa có
khả năng tích lũy KLN, vừa có khả năng cho thương phẩm phù hợp với quy định
cho phép của Bộ Y tế. Đề tài “Nghiên cứu áp dụng biện pháp sinh học giải quyết ô
nhiễm kim loại nặng trong đất, nước cho các vùng chuyên canh rau ở miền Đông
Nam Bộ và Đồng bằng sông Cửu Long” của Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông
thôn theo quyết định số 3842/QĐ-BNN-KHCN ngày 24 tháng 9 năm 2015 của Bộ
trưởng Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn đã nghiên cứu và tìm ra cây đậu
1
bắp là cây đa mục đích. Nhằm làm giảm hàm lượng KLN tích tụ trong thương
phẩm, hướng nghiên cứu trồng thực vật đa mục đích trên đất bị ô nhiễm kết hợp với
chế phẩm vi sinh là hướng nghiên cứu mới và tiềm năng để hướng tới một nền nông
nghiệp an toàn, bền vững.
Góp phần cơ sở cho việc đề xuất các giải pháp tích cực nhằm nâng cao năng
suất, chất lượng sản phẩm quả đậu bắp để khảo nghiệm thực tế khi đưa ra canh tác ở
các vùng đất ô nhiễm kim loại Pb, cần có sự đánh giá về khả năng chống chịu kim
loại Pb của cây đậu bắp kết hợp với chế phẩm vi sinh đảm bảo cho việc sử dụng
một cách hiệu quả nhất đối với điều kiện từng vùng và phục vụ bảo tồn thiên nhiên.
Xuất phát từ những lý do trên, tôi thực hiện đề tài “Nghiên cứu ảnh hƣởng
của chế phẩm vi sinh tới một số chỉ tiêu sinh lý – hóa sinh và sự tích lũy Pb của
cây đậu bắp (Abelmoschus esculentus L.)
1.2. Mục tiêu nghiên cứu
- Đánh giá được ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh đến khả năng tích lũy kim
loại Pb của cây đậu bắp
- Đánh giá được ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh đến một số chỉ tiêu sinh lý
– hóa sinh của cây đậu bắp ở các giai đoạn: nảy mầm, cây con, cây khi thu quả ở
các nồng độ Pb khác nhau.
- Đóng góp cơ sở cho việc đề xuất các giải pháp nhằm nâng cao năng suất,
chất lượng sản phẩm quả đậu bắp để khảo nghiệm thực tế khi đưa ra canh tác ở các
vùng đất ô nhiễm kim loại Pb hướng tới một nền nông nghiệp an toàn, bền vững.
- Góp phần xây dựng cơ sở khoa học cho các nghiên cứu về khả năng tích
lũy Pb trong cây đậu bắp và vai trò của chế phẩm vi sinh đối với năng suất và sự
tích lũy Pb trong cây đậu bắp.
1.3. Nội dung nghiên cứu
Bố trí thí nghiệm ở vườn thực nghiệm:
- Nghiên cứu ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh tới một số chỉ tiêu sinh lý –
hóa sinh của cây đậu bắp ở giai đoạn nảy mầm, cây con và cây khi thu quả
2
- Đánh giá ảnh hưởng của chế phẩm vi sinh đến một số yếu tố cấu thành
năng suất và phẩm chất quả đậu bắp.
- Đánh giá hiệu quả tích lũy Pb và nguyên tố khoáng của cây đậu bắp kết hợp
với CPVS khi đất bị nhiễm Pb nhân tạo
II. Ý nghĩa khoa học
- Góp phần cơ sở lý luận cho nghiên cứu nhằm làm giảm hàm lượng
KLN trong đa mục đích (đậu bắp) nhờ VSV (nấm rễ cộng sinh AMF) trên đất bị
ô nhiễm Pb
- Đóng góp cơ sở cho việc đề xuất các giải pháp nhằm nâng cao năng suất,
chất lượng sản phẩm quả đậu bắp để khảo nghiệm thực tế khi đưa ra canh tác ở các
vùng đất ô nhiễm kim loại Pb hướng tới một nền nông nghiệp an toàn, bền vững.
III. Tổng quan vấn đề nghiên cứu
3.1. Tình hình về ô nhiễm kim loại Pb ở Việt Nam và trên thế giới
3.1.1.Tình hình ô nhiễm Pb trên thế giới
Chất lượng môi trường nói chung, môi trường đất nói riêng đang được cả thế
giới quan tâm. Phát triển xã hội đi đôi với bảo vệ môi trường là mục tiêu chung của
mọi quốc gia. Mỗi năm thế giới mất đi 25 tỷ tấn đất mặt do bị rửa trôi, xói mòn.
Khoảng 2 tỷ đất canh tác và đất trồng cỏ trên thế giới đã và đang bị suy thoái do sử
dụng đất thiếu khoa học không có quy hoạch. Ở nhiều nơi đất bị xói mòn, sa mạc
hóa, phèn hóa, mặn hóa đã trở nên không có khả năng canh tác. Cùng với sự gia
tăng dân số và sự phát triển mạnh mẽ của các ngành công nghiệp hóa học để tăng
lương thực, người nông dân đã lạm dụng chất hóa học, thuốc trừ sâu, thuốc bảo vệ
thực vật…. nhằm loại trừ sâu bệnh và tăng năng suất cây trồng thì cũng đồng thời
nảy sinh một số vấn đề về ô nhiễm đất, nước, không khí và môi trường bị ô nhiễm
KLN. Theo thống kê của các tổ chức môi trường thế giới, hàng năm các con sông
của Châu Á đưa ra biển khoảng 50% chất cặn lắng (tương đương 13,5 tỷ tấn), có tới
70% trong số đó chảy vào Thái Bình Dương không được xử lý. Hơn 40% ô nhiễm
trong khu vực bắt nguồn từ công nghiệp, nông nghiệp, sinh hoạt, đô thị và giao
3
thông vận tải. Tình hình ô nhiễm xảy ra ở hầu hết các nước đang phát triển. Hơn
90% cống rãnh thải trực tiếp vào các con sông, các cánh đồng không qua xử lý. [1]
Các khu vực khai thác mỏ, khoáng sản, khu công nghiệp và các thành phố
lớn là những nguồn phát thải một lượng lớn KLN. KLN có khả năng tồn tại trong
môi trường và vấn đề này không lo ngại nhiều nếu chúng không xâm nhập vào cơ
thể và hệ sinh thái. Điều đáng quan tâm nhất là KLN 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 ngộ 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 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 ppm (Berrow và Webber, 1993). 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 các cây trồng
ở các khu vực đất bị ô nhiễm kim loại đã bị nhiễm asen (As), Pb và kẽm (Zn). [20]
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 hóa. 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 2600 trẻ em cao gấp nhiều lần tiêu chuẩn cho
phép của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) – hàm lượng Pb trong máu của trẻ em
không được vượt quá giới hạn bình thường là 10 mg/dl. 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. [58]
Việc tái tạo các ắc qui, pin cũng là nguồn quan trọng gây ô nhiễm độc Pb.
Trên thế giới có tới 63% các nhà máy ắc qui, pin dùng Pb. Ở Mehico, Caribe, Ấn
Độ, việc sản xuất ắc qui, pin quy mô gia đình thì toàn gia đình có nguy cơ 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
4
Tobacco 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 KLN 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”. 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 5000 – 6000 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. Một trong những giải thích tại sao đó là do việc sử dụng xăng pha chì
chiếm 2,2% tổng lượng chì sử dụng. Ước tính khoảng 90% tổng lượng Pb phát thải
vào không khí do dùng xăng pha chì. [4]
Châu Á là một trong những nơi có tình trạng ô nhiễm KLN, đặc biệt là ô nhiễm Pb
cao trên thế giới, trong đó có Trung Quốc với hơn 10% đất bị ô nhiễm 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. [62]
3.1.2. Tình hình ô nhiễm Pb ở 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 chất cục bộ trên những diện tích nhất
định do tác động của các chất thải độc hại. [10]
Tình trạng ô nhiễm Pb cũng gia tăng nhanh chóng trong môi trường, mức độ
ô nhiễm Pb nghiêm trọng nhất vẫn là các thành phố lớn, các khu dân cư, khu công
nghiệp. Nguồn phát thải các KLN trước hết phải kể đến như các khu sản xuất công
nghiệp, các làng nghề, công nghiệp có sử dụng xút, clo là nguồn phế thải nhiều thủy
ngân; ngành công nghiệp sử dụng than đá và vật liệu mỏ như dầu… là nguồn thải
Pb, thủy ngân (Hg), cadimi (Cd)…Trong đó, các nguyên nhân gây tích lũy KLN
gây ô nhiễm môi trường một phần là do tác động trực tiếp từ nguồn thải, một phần
là do quá trình quản lí và xử lý các nguồn thải chưa chặt chẽ, không được coi trọng
đã gián tiếp gây ô nhiễm dần môi trường.
5
Kết quả nghiên cứu của tác giả Lê Văn Khoa và các cộng sự (1999) ở khu
vực công ty Pin Văn Điển và công ty Orion Hanel cho thấy nước thải của hai khu
vực trên đều chứa các KLN đặc thù trong quy trình sản xuất, với hàm lượng vượt quá
tiêu chuẩn Việt Nam 5945 – 1995 đối với nước mặt loại B (Pin Văn Điển: Hg vượt 9,04
lần, Orion Hanel: Pb vượt 1,12 lần). Hàm lượng các KLN trong trầm tích sông Tô Lịch
cao hơn hàm lượng nền 13,88 – 20,5 lần (Pb); 1,7 – 4,02 lần (Cd) và 3,9 – 18 lần (Hg).
Trong bùn thải mương của khu công nghiệp Sài Đồng – Hanel, hai KLN có hàm lượng
vượt quá hàm lượng nền là Pb (3,3 – 10,25 lần); Hg (1,56 – 2,24 lần). [11]
Theo Trần Thị Tuyết Thu (2000), hầu hết các mẫu đất trồng lúa quanh các làng
nghề tái chế Pb thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, Hưng Yên đều có hàm
lượng Pb tổng số lớn hơn 2000 ppm. Hàm lượng Pb trung bình trong các mẫu đất lấy
tại ruộng lúa quanh làng nghề này là 2249,85 ppm, vượt TTCP 45 lần. [19]
Theo tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa (2001) một số mẫu đất ở làng nghề tái
chế Pb 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 KLN trong đất
theo TCVN – 2008: đất nông nghiệp (70 ppm), đất dân sinh (120 ppm), đất thương
mại (200 ppm), đất công nghiệp (300 ppm) …). 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 vậy 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. [5]
Ngoài ra nguồn phát thải KLN phải kể đến đó là do hoạt động nông nghiệp.
Trong quá trình sản xuất công nghiệp, con người làm gia tăng đáng kể các nguyên
tố KLN trong đất. Phân bón hóa học cũng là một trong những nguồn gây ô nhiễm
KLN mà ta phải cân nhắc trước khi sử dụng. Tại thành phố Hồ Chí Minh, kết quả
phân tích hiện trạng ô nhiễm KLN trong đất trồng lúa khu vực phía Nam thành phố
Hồ Chí Minh của Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002) cho thấy hàm lượng Cu
từ 9,2 – 55,4 ppm (tương đương và có dấu hiệu vượt ngưỡng cho phép TCVN 7209
– 2002), hàm lượng Pb từ 14 – 85 ppm (vượt TCCP (70ppm) hơn 1 lần), hàm lượng
6
Zn từ 70 – 353 ppm, giá trị cao nhất tại điểm Bình Mỹ là 353 ppm vượt quá TTCP
1,76 lần. [21]
3.2.Tình hình về việc sử dụng cây có khả năng hấp thụ KLN trong đất, nước
trên thế giới và Việt Nam
Xử lý ô nhiễm bằng con đường sinh học là cách loại bỏ ô nhiễm thực sự,
không phải là sự di chuyển đơn giản chất ô nhiễm từ môi trường này sang môi
trường khác. So với các phương pháp xử lý ô nhiễm khác thì phương pháp này ngày
càng chiếm một vị trí quan trọng. Loại bỏ KLN trực tiếp có thể đạt hiệu quả cao
thông qua một số loại thực vật có khả năng hấp thụ ion kim loại vào trong tế bào.
3.2.1. Tình hình về việc sử dụng cây có khả năng hấp thụ KLN trên thế giới
Trên thế giới, các nhà khoa học đã nghiên cứu và tìm ra có ít nhất 400 loài
phân bố trong 45 họ thực vật được biết là có khả năng hấp thụ kim loại. 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 kim loại trong thân cao hơn hàng trăm lần so
với các loài bình thường khác. Các loài thực vật này thích nghi một cách đặc biệt
với các điều kiện môi trường và khả năng tích lũy hàm lượng KLN cao có thể góp
phần ngăn cản các loài sâu bọ và sự nhiễm nấm. Trong đó cây có khả năng tích luỹ
tốt nhất, được nghiên cứu nhiều nhất là Thlaspi carerulescens có khả năng chịu
được nồng độ cao của kẽm (Zn), cadimi (Cd) và một số KLN khác như Pb, niken
(Ni), nó không chỉ không bị tổn thương mà còn có khả năng tích lũy khoảng 26000
mg/kg Zn, 22% lượng Cd từ đất bị ô nhiễm. Nghiên cứu của McGrath và các cộng
sự (1993) cho thấy trong 9 vụ thì T. carerulescens có thể làm nồng độ Zn trong đất
giảm từ 440 đến 300 mg Zn/ kg đất. Năm 1994, Brown và cộng sự đã đánh giá rằng
trong 28 năm trồng T. carerulescens có thể lấy đi từ đất 2100 mg/kg Zn.
Brassica junce, thường được gọi là cây mù tạc Ấn Độ được tìm thấy là có
khả năng vận chuyển rất tốt Pb từ hệ thống rễ lên các chồi non. Hệ số chiết rút lên
của Brassica junce là 1,7 và ở nồng độ Pb khoảng 500 mg/l vẫn không gây độc cho
loài Brassica (hệ số chiết rút là tỉ lệ giữa nồng độ KLN trong sinh khối của thực vật
7
so với nồng độ KLN trong đất). Một vài sự tính toán đã chỉ ra rằng Brassica junce
có khả năng lấy đi 1,1550 kg Pb/ mẫu đất Anh (tương đương khoảng 0,4 ha) [22].
Trên toàn thế giới, các loài thực vật có thể chịu được nồng độ > 1000 mg/kg
(ngưỡng cho thực vật siêu hấp thụ kim loại), với Ni có hơn 320 loài, Coban (Co) có
30 loài, đồng (Cu) có 34 loài, Pb có 14 loài và Cd có 1 loài. Chịu được nồng độ >
10000 mg/kg, đối với Zn có 11 loài, mangan (Mn) có 10 loài. Ngưỡng tích lũy các
nguyên tố này thực tế cao hơn vì dãy tiêu chuẩn của chúng trong thực vật (20 - 500
mg/kg) cao hơn các KLN khác.
Đối với những thực vật thực hiện quá trình lọc bởi bộ rễ, các nhà khoa học
đã nghiên cứu thấy có những loài như: cây hướng dương, cây mù tạc Ấn Độ, cây
thuốc lá, cây lúa mạch, cây rau bina và cây ngũ cốc có khả năng này. Hướng dương
có khả năng lọc tốt nhất, cây mù tạc Ấn Độ có khả năng lấy đi KLN dao động trong
khoảng rất rộng (4 - 500 mg/l).
Jin – Hong và những người khác đã nghiên cứu thấy 12 loài sống ở đầm lầy,
như Polygonum hydropiperoides Michx có khả năng xử lý sinh học các KLN tốt
nhất, chúng phát triển rất nhanh và có mật độ dày. Gần đây, cây dương xỉ Pteris
vittata được phát hiện có thể tích lũy khoảng 14500 mg/kg As trước khi có triệu
chứng bị độc. [22]
Theo tác giả Isao. Hasegawa, có thể làm giảm độc tính của KLN nhờ các ion
KLN kết hợp với axit xitric hoặc axit hữu cơ khác hoặc aminoaxit như histidin,
systeine (Ví dụ Alyssum bertolonii làm giảm độc Ni nhờ tạo ra một cặp liên kết với
histinđin và giữ lại ở không bào). [38]
3.2.2. Tình hình về việc sử dụng cây có khả năng hấp thụ KLN ở Việt Nam
Công nghệ dùng thực vật xử lý môi trường ở Việt Nam còn khá mới. Gần
đây các nhà khoa học tập trung nghiên cứu nhiều về vấn đề này.
Rau muống và bèo tây là hai loài thực vật được nghiên cứu nhiều nhất về khả
năng hấp thụ KLN. Ở Việt Nam, kết quả nghiên cứu thăm dò được nhóm tác giả Lê
Đức và Trần Thị Tuyết Thu thông báo năm 2000: trong rau muống thì hàm lượng
Pb tích lũy sau 40 ngày và 60 ngày tăng lên từ 125 đến 130 lần so với rau trước khi
8
thí nghiệm, trong bèo tây thì hàm lượng Pb tích lũy sau 40 ngày và 60 ngày tăng lên
từ 115 đến 160 lần so với trước khi thí nghiệm. Như vậy khả năng sử dụng bèo tây
và rau muống làm thực vật để xử lý ô nhiễm Pb trong đất là rất khả thi. [19]
Năm 2000, nhóm nghiên cứu của TS. Diệp Thị Mỹ Hạnh (thành phố Hồ Chí
Minh) đã tiến hành khảo sát một số loài thực vật có khả năng tích lũy Pb và Cd từ
môi trường đất và đã phát hiện có khoảng 15 loài thực vật bao gồm: dây leo, cỏ mần
trầu, cỏ lồng vực, rau muống, phi lao, trứng cá.. có khả năng này. Trong đó dây leo
(Herterostrema villosum) có khả năng hấp thu Pb và Cd rất cao. Theo tính toán của
nhóm nghiên cứu, cây thơm ổi có khả năng tích lũy Pb cao hơn so với trọng lượng
khô của rễ và bộ phận rễ cây được xem là kho chứa Pb. [7]
Nguyễn Xuân Cự và các cộng sự tiến hành nghiên cứu sự thu hút Cu, Pb, Zn
và tìm hiểu khả năng sử dụng phân bón để giảm thiểu sự tích lũy chúng trong rau
cải xanh và rau xà lách. Kết quả cho thấy hàm lượng Pb tích lũy trong rau tỉ 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. [3]
Theo đề tài nghiên cứu “Nghiên cứu sử dụng thực vật để cải tạo đất bị ô
nhiễm KLN tại các vùng khai thác khoáng sản” thuộc chương trình KHCN trọng
điểm cấp nhà nước về tài nguyên, môi trường, thiên tai – KC 08/06 - 10 được các
nhà khoa học Viện Công nghệ môi trường tiến hành trong 2 năm 2007, 2008, hàng
trăm mẫu đất được lấy tại các vùng mỏ để phân tích, xác định thành phần, hàm
lượng KLN. Ngoài phân tích các mẫu đất, các nhà nghiên cứu cũng tìm kiếm, thu
thập được 157 loài thực vật còn sống sót trên các bãi thải quặng và vùng phụ cận.
Qua đó chọn lọc được 33 loài triển vọng, sống được trên nền đất ô nhiễm cao để
phân tích hàm lượng KLN trong rễ và phần trên mặt đất, trong đó tập trung vào 4
kim loại asen (As), Pb, Zn, Cd. Kết quả phân tích các loài thực vật cho thấy, có 2
loài thuộc họ dương xỉ (Pteris vittata, Pityrogramma calomelanos) và cỏ mần trầu
(Eleusine indica) có khả năng tích lũy KLN, đặc biệt các kim loại Pb, Zn, As, Cd.
Với loài cỏ Vetiver cho thấy, loài cỏ này có khả năng chống chịu vùng ô nhiễm Pb
rất cao. Với thí nghiệm đất ô nhiễm Pb từ 1400 ppm đến 2530 ppm, cỏ vẫn phát
9
triển tốt. Kết quả phân tích và chọn lọc là cơ sở để các nhà khoa học tiến hành
nghiên cứu và ứng dụng các loài cây này với mục đích phục hồi những vùng đất bị
ô nhiễm KLN, đặc biệt là những vùng khai khoáng. [22]
3.3. Cây đa mục đích
Cây đa mục đích được chúng tôi hướng tới là những cây ngoài có khả năng
tích lũy KLN, nhằm giải quyết vấn đề ô nhiễm KLN trong đất, nước mà còn có khả
năng cho thương phẩm – những bộ phận được con người sử dụng phù hợp tiêu
chuẩn cho phép như giới hạn mức độ tối đa KLN trong thương phẩm.
Theo TS Võ Văn Minh và các cộng sự khi nghiên cứu về sử dụng cỏ vetiver
để xử lý đất ô nhiễm KLN ở Đà Nẵng. Kết quả nghiên cứu cho thấy, cỏ vetiver có
khả năng hấp thụ tất cả các KLN như Cd, Zn, Pb, Cu nhưng với hàm lượng thấp.
Tuy nhiên, nhờ khả năng cho sinh khối cao mà tổng lượng KLN được cỏ hấp thụ và
loại bỏ khỏi môi trường là rất lớn. Sau 3 tháng trồng, cỏ vetiver đã hấp thu từ 0,05 –
0,23 mg Cd/10 kg đất; từ 19,78 – 39,51 mg Zn/10 kg đất và từ 0,28 – 5,87 mg
Pb/10 kg đất. Kết quả này cao hơn khả năng hấp thụ KLN của các loài sinh vật siêu
hấp thụ (hyper – accumulation) như Brassica juncea, Thlaspi caerulescen và
Arabidopsis hallerii từ 10 đến 100 lần. Điều đó đã chứng tỏ việc sử dụng cỏ vetiver
để xử lý đất ô nhiễm KLN là giải pháp có tính khả thi nhưng lại không mang lại
nhiều giá trị kinh tế cho người nông dân tại một số khu vực có mức độ ô nhiễm Pb
không quá cao. [15]
Theo Nguyễn Xuân Cự và cộng sự khi tiến hành nghiên cứu sự hút thu Cu,
Pb, Zn của rau cải xanh, kết quả cho thấy khi lượng bón Pb tăng lên thì chiều cao và
năng suất cây đều giảm mạnh trong khi hàm lượng Pb trong rau lại tăng lên. Hàm
lượng Pb trong rau cải xanh khi trồng trên đất ô nhiễm Pb ở các nồng độ 50 ppm,
100 ppm, 200 ppm lần lượt là 0,96 ppm; 1,67 ppm; 1,79 ppm. Hàm lượng Pb trong
rau được nêu trên đều vượt quá quy định về giới hạn an toàn cho phép đối với ô
nhiễm Pb ở cây rau ăn lá (< 0,3 ppm; Quyết định số 99/2008/QĐ – BNN ngày 15
tháng 10 năm 2008 của Bộ trưởng Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn). Như
10
vậy, rau cải xanh chỉ đáp ứng được yêu cầu về khả năng hấp thu Pb nhưng lại không
thỏa mãn về hàm lượng Pb trong rau. [3]
Một số nghiên cứu trước đó của Lê Như Kiểu và cộng sự “Nghiên cứu tuyển
chọn thực vật, vi sinh vật có khả năng hấp thu, chuyển hóa KLN để xử lý đất nông
nghiệp bị ô nhiễm” đã chỉ ra vai trò của vi sinh vật trong việc kìm hãm, ngăn chặn,
hay thúc đẩy sự hấp thu KLN vào trong rễ của một số loài thực vật. Theo hướng
này, nhóm nghiên cứu của đề tài “Nghiên cứu áp dụng biện pháp sinh học giải quyết
ô nhiễm KLN trong đất, nước cho các vùng chuyên canh rau ở miền Đông Nam Bộ
và Đồng bằng sông Cửu Long” bước đầu đã tạo ra được chế phẩm chứa vi sinh vật
để kết hợp với thực vật khi trồng tại các vùng đất có nguy cơ bị ô nhiễm KLN và
chỉ ra cây đậu bắp là cây đa mục đích.
Nghiên cứu này tiến hành nhằm đánh giá một số phản ứng sinh lý của cây
đậu bắp ở nồng độ Pb nghiên cứu dưới điều kiện sử dụng chế phẩm vi sinh xử lý ô
nhiễm KLN cũng như kiểm chứng lại khả năng sử dụng cây này như một cây đa
mục đích.
3.4. Vai trò của chế phẩm vi sinh đối với khả năng chống chịu kim loại nặng
của thực vật
Theo đề tài: “Nghiên cứu áp dụng biện pháp sinh học giải quyết ô nhiễm kim
loại nặng trong đất và nước cho các vùng chuyên canh rau ở miền Đông Nam Bộ và
đồng bằng sông Cửu Long” của Bộ Nông Nghiệp và Phát triển Nông thôn đã tuyển
chọn được 3 chủng vi sinh vật là BHCM7 –VK2, BHCM15 – VN1, ĐHCM –
AMF4 có khả năng tích lũy và chuyển hóa kim loại nặng cao hơn hai chủng được
công nhận (B.sulbtilis, Glomus austral). Sản xuất được chế phẩm vi sinh dạng sử
dụng mụn dừa làm cơ chất với chủng vi khuẩn BHCM7 –VK2 và chủng nấm rễ
ĐHCM – AMF4 (Arbuscular Mycorrhizal Fungi) để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại
nặng. Nấm rễ cộng sinh là hiện tượng rất phổ biến trong tự nhiên, có khoảng 60 –
80% các loài thực vật trên thế giới có mối quan hệ cộng sinh với nấm nội cộng sinh.
Nhiều công trình khoa học đã chứng minh vai trò của nấm cộng sinh mang lại
những lợi ích to lớn, thiết thực đối với quá trình sinh trưởng và phát triển của cây
11
trong điều kiện bất lợi của môi trường. Hình thức cộng sinh này đã và đang được
nghiên cứu về phân loại, sự đa dạng, phân bố, ảnh hưởng của chúng đối với thực
vật và ứng dụng vào thực tiến sản xuất nông – lâm nghiệp ở nhiều nước trên thế
giới. Ở Việt Nam, nhóm tác giả Nguyễn Thị Kim Liên, Lệ Thị Thủy, Nguyễn Viết
Hiệp, Nguyễn Huy Hoàng đã tiến hành đề tài “Nghiên cứu đa dạng hệ nấm rễ cộng
sinh Arbuscular Mycorrhizal trong đất và rễ cam tại Quỳ Hợp, Nghệ An”, kết quả
nghiên cứu cho thấy hệ nấm rễ cộng sinh trong đất và rễ cam rất đa dạng và cây
cam con được bổ sung bào tử AMF có chiều dài rễ và số lượng rễ cao hơn so với
cây đối chứng. Theo kết quả nghiên cứu của đề tài “Tuyển chọn một số chủng vi
khuẩn và nấm rễ Arbuscular Mycorrhizal Fungi (AMF) có khả năng chuyển hóa,
hấp thu Cu, Pb, Zn cao để cải tạo đất ô nhiễm kim loại nặng”, đã phân lập được 64
chủng vi khuẩn và nấm rễ (trong đó có 49 chủng vi khuẩn, 15 chủng nấm rễ AMF).
Đánh giá khả năng kháng, hấp thu 3 kim loại nặng cho thấy 11/15 chủng vi khuẩn
có khả năng kháng >10 mM Zn; >10mM Cu và > 10 mM Pb, 9/16 chủng nấm rễ có
khả năng kháng > 5 mM kim loại nặng. Mức hấp thu cao nhất ở các chủng TB22 và
chủng nấm rễ AMF4. Thí nghiệm đánh giá khả năng kết hợp của các chủng vi sinh
vật của các chủng vi sinh vật với cây mương đứng cho thấy các vi sinh vật đã làm
tăng khả năng hấp thu kim loại nặng của cây ở cả thân, lá và rễ. [13]
IV. Đối tƣợng, thời gian, địa điểm và phƣơng pháp nghiên cứu
1 . Địa điểm nghiên cứu
- Thí nghiệm được bố trí tại Vườn thực nghiệm khoa Sinh học, trường Đại
học Sư phạm Hà Nội
- Các chỉ tiêu sinh lý – hóa sinh được thực hiện:
Phòng thí nghiệm bộ môn Sinh lý Thực vật và Ứng dụng, khoa Sinh học,
trường Đại học Sư phạm Hà Nội.
2. Thời gian nghiên cứu
Từ tháng 9/2016 – 5/2017
+ Trồng cây, lấy mẫu, làm thí nghiệm : 9 – 12/2016
+ Tập hợp số liệu, viết luận văn : 2 – 5/2017
12
3. Đối tượng nghiên cứu
3.1. Cây trồng: Cây đậu bắp (Abelmoschus esculentus L.)
Giống cây đậu bắp: Hạt giống đậu bắp cao sản Nam Bộ TN1 – Sản phẩm của
công ty TNHH – TM Trang nông.
- Phân loại:
Ngành: Agiospermae – Thực vật có hoa
Lớp
: Magnoliopsida – Thực vật hai lá mầm
Phân lớp Sổ ( Dilleniidea )
Bộ Bông ( Malvales)
Họ Bông (Malvaceae)
Chi Abelmoschus
Loài : Abelmoschus esculentus
Tên gọi khác là mướp tây
- Đặc điểm sinh học:
Loài này là cây một năm, thân thảo mọc thẳng đứng, nhiều lông, rỗng. Cây
cao khoảng 1-2m, phân thành nhiều nhánh. Lá màu xanh và rộng khoảng 10-20cm,
xẻ thùy chân vịt, mép có răng cưa lớn. Có 1 rễ chính và nhiều rễ phụ. Hoa mọc ở
nách lá, đường kính 4-8cm, với 5 cánh hoa màu trắng, thường có đốm đỏ hay tía ở
phần gốc mỗi cánh hoa. Quả là quả dạng nang dài, dài 20-25cm. Mọc dựng đứng
gồm 3-5 vách ngăn liên kết với nhau, có các đường gờ dọc. Sau 50-60 ngày thì có
thể thu hoạch quả. Trong quả có khoảng 10-20 hạt, đường kính 2-3mm.[57, 59]
3.2. Chế phẩm vi sinh:
- Chế phẩm vi sinh thử nghiệm: Xử lý đất trồng rau bị ô nhiễm KLN
-
Nguồn cơ chất: Mụn dừa (Mùn dừa)
- Nơi sản xuất: Viện Thổ nhưỡng Nông hóa
- Thành phần: Vi khuẩn BHCM7 - VK2; Nấm rễ ĐHCM20 - AMF4
- Mật độ VSV có ích: > 5,00 x 108 CFU/g
- Đối tượng xử lý: Đất trồng rau bị ô nhiễm KLN
4. Phương pháp nghiên cứu
13
4.1. Bố trí thí nghiệm
- Bố trí thí nghiệm theo CT:
CT01: Đất nền
CT02: Đất nền + Pb 70ppm
CT03: Đất nền + Pb 210ppm
CT04: Đất nền + Pb 350ppm
CT05: Đất nền + CPVS
CT06: Đất nền + Pb 70ppm + CPVS
CT07: Đất nền + Pb 210ppm + CPVS
CT08: Đất nền + Pb 350ppm + CPVS
Mỗi công thức lặp lại 4 lần
- Giai đoạn nảy mầm
Chuẩn bị 6 thùng xốp kích thước 20cm x 40 cm x 5cm.
Chọn những hạt giống khỏe, đều đặn, tỉ lệ nảy mầm trên 85%, lấy hạt cùng
một năm và cùng một nơi nhân ra
Xếp các thùng xốp cùng một vị trí trong vườn thực nghiệm, có sự thay đổi vị
trí các thùng trong quá trình hạt nảy mầm.
Đất được rây nhỏ, đảm bảo độ ẩm, 5kg đất/ 1 thùng xốp
Chì dạng Pb (CH3COO)2 (mg), chế phẩm vi sinh (4g) được trộn đều vào đất
trước khi gieo
Gieo 30 hạt/ thùng xốp, gieo thành 4 hàng. Đảm bảo độ ẩm và vị trí các
thùng xốp như nhau.
Khi hạt nảy mầm (1-3 lá thật), tiến hành phân tích các chỉ tiêu nghiên cứu ở
giai đoạn nảy mầm
- Giai đoạn cây con và cây khi thu quả
Chuẩn bị: cân, dụng cụ đong đất, chậu nhựa (kích thước 30cm x 20cm), có
lỗ dưới đáy, 5kg đất/1 chậu.
Diện tích vườn thực nghiệm 8m2 chia thành 2 lô: Lô trồng cây ở các nồng độ
chì thí nghiệm, lô trồng ở các nồng độ chì thí nghiệm kết hợp CPVS
14
Gieo 4 hạt/ 1 chậu ở giai đoạn cây con (5 lá thật), giữ 2 hạt/ chậu đến khi thu
hoạch quả.
Chế phẩm vi sinh: 4g/chậu (trộn đều vào đất trước khi trồng cây, bón khi cây
ra hoa, kết thúc thu hoạch đợt 1)
Ở mỗi giai đoạn, tiến hành phân tích các chỉ tiêu nghiên cứu.
4.2. Phương pháp xác định các chỉ tiêu nghiên cứu
4.2.1.Chỉ tiêu sinh trưởng, sinh lí, hóa sinh của mầm đậu bắp
4.2.1.1. Xác định tỉ lệ nảy mầm: những hạt nảy mầm là những hạt có chiều
dài rễ mầm đạt tử 3mm trở lên.
Tỉ lệ nảy mầm được tính theo công thức sau:
P = (a/b) x 100%
Trong đó:
P : tỉ lệ nảy mầm của hạt
a: số hạt nảy mầm trong mẫu thí nghiệm
b: tổng số hạt đem gieo
4.2.1.2.
Xác định khả năng sinh trưởng của mầm:
+ Chiều dài mầm (cm): Dùng thước chia đo đến mm đo chiều dài của mầm
từ chóp rễ đến chồi mầm.
+ Khối lượng tươi của mầm (g): rửa sạch mầm bằng nước, dùng giấy thấm
thấm sạch nước, sau đó cân bằng cân phân tích.
+ Khối lượng khô của mầm (g): sau khi cân khối lượng tươi, sau đó gói
trong giấy bạc, sấy 2 ngày trong tủ sấy ở nhiệt độ 60oC đến khi nhiệt độ không đổi.
Xác định khối lượng khô bằng cân phân tích.
4.2.1.3.
Xác định hoạt độ của enzym amylaza theo phương pháp
Heilken (1956) mô tả trong tài liệu của Phạm Thị Trân Châu và cs.
+ Nguyên tắc: dựa vào tính chất hòa tan của enzym amylaza trong dung dịch
đệm phốt phát 0,2M pH = 5,2.
+ Hóa chất: đệm photphatcitrat pH 5,2, đệm acetat, tinh bột 1%, dung dịch iot.
+ Dụng cụ : máy li tâm Thermo scientific, máy đo quang phổ Jenway 7305
15
spectrophotometer, chày cối sứ, ống eppendor, pipet.
+ Chuẩn bị mẫu: hạt đậu tương ủ trong dung dịch thí nghiệm ở giai đoạn hạt
nảy mầm 3, 5, 7 ngày tuổi.
Chiết enzym:
- Hạt nảy mầm , bóc vỏ lụa, cân khối lượng.
- Nghiền hạt trong 1 ml dung dịch đệm photphat citrat pH 5,2.
- Lấy 1ml dịch nghiền vào ống eppendor 1,5.
- Li tâm 1200v/p, 15 phút, 4oC.
- Lấy 0,05 ml dịch nổi vào ống eppendor 1,5.
- Thêm 0,45 ml (pha loãng 10 lần) đệm photphatcitrat pH 5.2 được dung
dịch enzym làm thí nghiệm (ống thí nghiệm).
Phản ứng cơ chất
- Chuẩn bị ống đối chứng: cho vào ống eppendor 0,5 ml dịch đệm
photphatcitrat pH 5,2.
- Cho vào ống thí nghiệm và ống đối chứng 1 ml dung dịch tinh bột 1%
- Khuấy đều và giữ 20 phút.
- Lấy từ mỗi ống nghiệm 0,04 ml hỗn hợp cho vào các ống eppendor khác
có chứa 1,96 ml dung dịch iot, lắc đều.
- Bình đối chứng màu xanh, bình thí nghiệm màu tím.
- Đo độ hấp thụ ở bước sóng 650 nm.
- OD1: mật độ quang bình đối chứng ( lượng tinh bột ban đầu).
- OD2: mật độ quang bình thí nghiệm ( lượng tinh bột còn lại).
+ Cách tính : Đơn vị hoạt độ (ĐVHĐ) enzym amylaza chính là lượng mg
tinh bột bị thuỷ phân trong thời gian 30 phút ở 300C.
Công thức tính đơn vị hoạt độ của enzym amylaza là :
ĐVHĐ = ( C2 –C1) x HSPL / m
Trong đó: C1: Lượng tinh bột còn lại của mẫu thí nghiệm.
C2: Lượng tinh bột còn lại của mẫu kiểm tra.
HSPL: Hệ số pha loãng.
16
