Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý

Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý

LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam đoan rằng, số liệu kết nghiên cứu khóa luận tốt nghiệp trung thực chưa sử dụng. Tôi xin cam đoan rằng, giúp đỡ cho việc thực khóa luận tốt nghiệp cảm ơn thông tin trích dẫn khóa luận tốt nghiệp ghi rõ nguồn gốc. Hà Nội, ngày 29 tháng năm 2014 Sinh viên Nguyễn Thị Thúy i LỜI CẢM ƠN Để hoàn thành khóa luận tốt nghiệp, nỗ lực thân, nhận nhiều quan tâm giúp đỡ nhiệt tình tập thể, cá nhân trường. Trước hết, xin chân thành cám ơn thầy giáo TS. Nguyễn Thế Bình, giảng viên môn Vi sinh vật, Khoa Môi Trường, Trường Đại học Nông nghiệp Hà Nội tận tình hướng dẫn, bảo cho suốt trình thực khóa luận tốt nghiệp. Tôi xin chân thành cám ơn thầy cô giáo, cán phòng thí nghiệm Bộ môn Vi sinh vật tận tình giúp đỡ hoàn thành đề tài Xin chân thành cám ơn thầy cô giáo, cán bộ, công nhân viên môn Khoa học Đất, Khoa Quản lý đất đai phòng phân tích JICA tạo điều kiện giúp đỡ suốt thời gian thực khóa luận. Xin chân thành cảm ơn tới bác, lãnh đạo UBND xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên giúp đỡ trình thu thập số liệu địa phương. Do thời gian kinh nghiệm hạn chế nên khóa luận tốt nghiệp nhiều thiếu sót, kính mong nhận góp ý thầy cô giáo, bạn bè để khóa luận hoàn chỉnh hơn. Xin chân thành cảm ơn! Hà Nội, ngày 29 tháng năm 2014 Sinh viên Nguyễn Thị Thúy ii MỤC LỤC LỜI CAM ĐOAN i LỜI CẢM ƠN ii MỤC LỤC .iii DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT vi DANH MỤC BẢNG .vii Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ 1.1. Tính cấp thiết đề tài 1.2. Mục tiêu yêu cầu nghiên cứu đề tài . 1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu đề tài . 1.2.2. Yêu cầu . Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 2.1. Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng đất sản xuất nông nghiệp 2.1.1. Trên giới . 2.1.2. Tại Việt Nam 2.2. Cơ sở khoa học việc xử lý ô nhiễm kim loại nặng đất thực vật 15 2.2.1. Cơ sở khoa học biện pháp xử lý ô nhiễm thực vật . 15 2.2.2. Giả thuyết giải thích chế công nghệ xử lý ô nhiễm thực vật 16 2.2.3. Công nghệ xử lý 17 2.2.3.1. Công nghệ cố định chất ô nhiễm thực vật (Phytostabilation) . 17 2.2.3.2. Công nghệ chuyển dạng chất ô nhiễm (Phytotransformmation) . 18 2.2.3.3. Công nghệ thoát qua (Phytovolatilization) 18 2.2.3.4. Công nghệ chiết đất (Phytoextraction) . 18 2.2.3.5. Công nghệ xử lý vùng rễ (Rhizosphere Bioremediation) 19 2.3. Hiệu việc xử lý đất ô nhiễm đất công nghệ sinh học 19 iii 2.3.1. Cây cải xoong . 20 2.3.2. Cỏ Vetiver 21 2.3.3. Dương xỉ . 26 2.3.4. Cây đơn buốt, mương đứng dừa nước 29 2.3.5. Một số loại khác 30 Phần 3: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 32 3.1. Đối tượng nghiên cứu . 32 3.2. Phạm vi nghiên cứu 32 3.3. Nội dung nghiên cứu 32 3.4. Phương pháp nghiên cứu 32 Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU 36 4.1. Đặc điểm chung địa bàn nghiên cứu . 36 4.1.1. Điều kiện tự nhiên, kinh tế xã hội xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên . 36 4.1.1.1. Điều kiện tự nhiên xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 36 4.1.1.2. Đặc điểm kinh tế xã hội xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 36 4.1.2. Hiện trạng làng nghề 38 4.2. Một số tính chất đất khu vực nghiên cứu . 40 4.3. Đánh giá chất lượng chế phẩm Mycoroot trước sử dụng . 43 4.4. Nghiên cứu khả chống chịu, hấp thu Pb dương xỉ cộng sinh với nẫm rễ (AMF) . 44 4.4.1. Khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dương xỉ . 44 4.4.2. Sinh trưởng phát triển trồng thí nghiệm 46 4.4.3. Hàm lượng Pb tích lũy phận dương xỉ . 49 4.4.4. Tổng lượng Pb loại bỏ khỏi đất dương xỉ . 53 iv 4.4.5. Hàm lượng Pb lại đất sau thí nghiệm………………………56 Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 59 5.1. Kết luận . 59 5.2. Kiến nghị . 59 v DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT STT Ký hiệu viết tắt Diễn giải AMF Arbuscular Mycorhyzal Fungi CT Công thức ĐHNN Đại học Nông nghiệp IWMI KCN Khu công nghiệp KLN Kim loại nặng QCVN Quy chuẩn Việt Nam SKK Sinh khối khô TCCP Tiêu chuẩn cho phép 10 TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam The International Water Management Institute (Viện quản lí nước quốc tế) vi DANH MỤC BẢNG Bảng 2.1: Hàm lượng kim loại nặng đất số loại đá mẹ Bảng 2.2: Hàm lượng kim loại nặng số loại đất khu mỏ hoang Songcheon Bảng 2.3: Hàm lượng kim loại nặng đất khu vực khai thác thiếc xã Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên Bảng 2.4: Hàm lượng chì cadimi đất Làng Hích . 10 Bảng 2.5: Hàm lượng kim loại nặng đất khu vực khai thác qặng Pb – Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên . 11 Bảng 2.6: Kết phân tích số tiêu kim loại nặng đất nông nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội 14 Bảng 2.7: So sánh ngưỡng chịu KLN cỏ Vetiver loài cỏ khác . 22 Bảng 2.8: Khả tích lũy As loài dương xỉ P.vittata P.calomelanos 28 Bảng 4.1: Một số tính chất lí hóa học đất nghiên cứu 40 Bảng 4.2: Hàm lượng chì tổng số chì dễ tiêu đất nghiên cứu 42 Bảng 4.3: Sinh khối tươi trồng sau 40 ngày thí nghiệm . 46 Bảng 4.4: Sinh khối khô trồng sau 40 ngày thí nghiệm . 47 Bảng 4.5: Tổng lượng Pb loại bỏ khỏi đất hấp thụ dương xỉ . 53 vii DANH MỤC HÌNH Hình 2.1: Hàm lượng kim loại nặng tổng số đất nông nghiệp xã Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên 13 Hình 2.2: Hàm lượng Pb thân cỏ Vetiver giai đoạn sinh trưởng khác . 23 Hình 2.3: Hàm lượng Pb rễ cỏ Vetiver giai đoạn sinh trưởng khác 24 Hình 2.4: Hàm lượng As thân cỏ Vetiver giai đoạn sinh trưởng khác . 25 Hình 4.1: Quá trình phá dỡ bình ắc quy thủ công……………………39 Hình 4.2: Axít từ bình ắc quy hỏng xả thẳng môi trường .39 Hình 4.3: Bào tử nấm rễ quan sát kính hiển vi soi nổi……………….44 Hình 4.4: Khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dương xỉ . 45 Hình 4.5: Ảnh hưởng chế phẩm Mycoroot tới tích lũy chì thân dương xỉ sau 40 ngày trồng 50 Hình 4.6: Ảnh hưởng chế phẩm Mycoroot tới tích lũy chì rễ dương xỉ sau 40 ngày trồng . 51 Hình 4.7: Hàm lượng chì tổng số lại đất………………………55 Hình 4.8: Hàm lượng chì dễ tiêu đất sau thí nghiệm.………………57 viii Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ 1.1. Tính cấp thiết đề tài Hiện nay, ô nhiễm môi trường vấn đề nóng bỏng toàn cầu. Một vấn đề đáng quan tâm đe dọa sức khỏe người ô nhiễm kim loại nặng đất. Nguồn phát thải kim loại nặng đa dạng, do: phát thải từ làng nghề tái chế kim loại, chất thải từ nhà máy – khu công nghiệp, hoạt động khai mỏ, sử dụng không hợp lí loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật,…Ô nhiễm kim loại nặng phát thải từ làng nghề tái chế kim loại vấn đề lớn nhiều quốc gia giới có Việt Nam tác động nguy hiểm đến hệ sinh thái nói chung người nói riêng. Theo nhà chuyên môn, hàm lượng chì thải Đông Mai mức đáng lo ngại: nguồn nước, mức trung bình 0,77mg/l, vượt tiêu chuẩn cho phép từ 7,7 - 15 lần. Ở nơi ao hồ đãi đổ xỉ hàm lượng 3,278mg/l; vượt tiêu chuẩn cho phép từ 32 - 65 lần. Còn đất, hàm lượng chì trung bình 398,72 mg/kg. Trong không khí, từ 26,332 mg/m3 46,414 mg/m3, gấp 4.600 lần so với tiêu chuẩn cho phép. Do nhiễm độc chì thôn Đông Mai có 80% số người bị mắc bệnh; 100% số người trực tiếp nấu chì bị nhiễm độc chì máu. Theo phân tích từ thể người bị nhiễm độc chì, hàm lượng chì nước tiểu từ 0,25 – 0,56 mg/l; máu 135 mg/l, vượt 1,5 lần mức cho phép (Bộ Tài nguyên Môi trường, 2012) [28]. Mặc dù số kim loại nặng cần thiết cho đời sống sinh vật (chúng xem nguyên tố vi lượng) với số kim loại nặng hàm lượng chúng vượt tiêu chuẩn cho phép gây độc hại với môi trường thể sinh vật gây bệnh ung thư, phá hủy hệ thần kinh trung ương, gây chứng co giật, tê liệt…Với loài thực vật, ảnh hưởng bất lợi kim loại nặng chủ yếu làm suy giảm khả sinh trưởng, phát triển; ảnh hưởng lớn đến sinh khối chất lượng sản phẩm trồng. Có nhiều phương pháp khác sử dụng để xử lý kim loại nặng đất. Tuy nhiên, gần phương pháp sử dụng thực vật để xử lý kim loại nặng đất nhà khoa học quan tâm đặc biệt coi cách tiếp cận thân thiện với môi trường đồng thời giảm chi phí đáng kể so sánh với phương pháp lí hóa học. Yêu cầu với loài thực vật sử dụng việc xử lý kim loại nặng có khả tích lũy kim loại nặng cao cho sinh khối lớn. Tuy nhiên chống chịu kim loại nặng thường có sinh khối thấp để khắc phục điều cộng sinh nấm rễ điều cần thiết. Khả tự nhiên thực vật việc loại bỏ chất gây ô nhiễm tích hợp cải thiện nấm rễ cộng sinh (AMF - Arbuscular Mycorhyzal Fungi). Cộng sinh nấm rễ coi chìa khóa để trồng sống sót đất ô nhiễm cách tăng cường sức đề kháng kim loại trồng cải thiện hấp thu chất dinh dưỡng cần thiết. Do đó, việc lợi dụng mối quan hệ cộng sinh số loài thực vật với nấm AMF để xử lý ô nhiễm kim loại nặng coi phương pháp có triển vọng. Điều đặt yêu cầu cần có nghiên cứu đầy đủ hiệu vấn đề này, tiến hành nghiên cứu đề tài:“Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh dương xỉ nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng đất thôn Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên”. 1.2. Mục tiêu yêu cầu nghiên cứu đề tài 1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu đề tài  Tìm hiểu số tính chất đất khu vực nghiên cứu  Đánh giá khả chống chịu hấp thu Pb dương xỉ cộng sinh với nấm rễ AMF điều kiện thí nghiệm chậu vại. 1.2.2. Yêu cầu hơn. Mạng lưới sợi nấm phát triển vài cm từ bề mặt rễ giúp rễ hấp thu ion khoáng linh động đất. Sau thu thập mẫu rễ để đánh giá khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dương xỉ, ta nhận thấy nấm rễ công thức có bổ sung chế phẩm có khả xâm nhiễm vào rễ dương xỉ, nhiên khả xâm nhiễm chúng công thức khác nhau. Hình 4.4: Khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dƣơng xỉ Từ đồ thị hình 4.6 ta thấy, hai công thức bón chế phẩm với liều lượng lớn (40 – 80 g chế phẩm/cây), khả xâm nhiễm nấm rễ mạnh (chiếm 20% chiều dài rễ). Điều cho thấy hai công thức CT3 CT4, nhiều khả nấm rễ hỗ trợ đắc lực cho dương xỉ trình sinh trưởng, phát triển chống chịu tốt với điều kiện bất lợi môi trường. 45 Ta thấy, công thức đối chứng (CT1) không bón chế phẩm nấm rễ Mycoroot đánh giá khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dương xỉ nhận thấy công thức có khả xâm nhiễm yếu. Nguyên nhân rễ dương xỉ lấy trồng có sẵn mảnh rễ có nấm rễ cộng sinh. Tuy nhiên, mức cộng sinh không đáng kể, có khoảng 2%. 4.4.2. Sinh trưởng phát triển trồng thí nghiệm Một vấn đề quan trọng cần quan tâm sử dụng công nghệ thực vật để xử lý ô nhiễm môi trường nói chung xử lý ô nhiễm kim loại nặng nói riêng tốc độ sinh trưởng, phát triển trồng đó. Bởi sinh khối cao đồng nghĩa với việc loại bỏ nhiều chất ô nhiễm hơn. Cây Dương xỉ sau trồng 40 ngày (từ ngày 10/3 – 21/4/2014) thu hoạch, rửa để ráo, tách thành hai phần (phần thân phần rễ), cân để xác định sinh khối tươi. Sinh khối khô xác định cách sấy thành phần 700C khô hoàn toàn. Kết thu bảng sau: Bảng 4.3: Sinh khối tƣơi trồng sau 40 ngày thí nghiệm Sinh khối tươi (g/chậu) Công thức Thân Rễ Tổng % tăng so với đối chứng CT1 37,66 24,43 62,09 - CT2 40,06 27,88 67,94 9,42 % CT3 49,41 31,06 80,47 29,60 % CT4 55,98 40,66 96,64 55,64 % CV % 4,50 3,80 LSD0,05 3,88 2,20 46 Qua bảng số liệu ta thấy có khác sinh khối công thức thí nghiệm. Nhìn chung công thức có bón chế phẩm nấm rễ Mycoroot với liều lượng khác cho mức sinh khối cao so với công thức đối chứng (CT1) dao động từ 1,1 – 1,6 lần (tương ứng với mức tăng từ 9,42 % - 55,64 %). Kết thống với kết nghiên cứu tác giả Bùi Thị Kim Anh (2011) sử dụng chế phẩm nấm rễ nghiên cứu sử dụng thực vật (cây dương xỉ) để xử lý Asen vùng đất khai thác khoáng sản. Trong công thức thí nghiệm ta nhận thấy, rễ thân dương xỉ có xu hướng tăng dần sinh khối theo chiều tăng lượng chế phẩm bổ sung vào đất (tổng sinh khối tươi 67,94g; 80,47; 96,64 g tương ứng với mức bón 20 – 40 – 80 g chế phẩm Mycoroot/cây). Mức sinh khối lớn đạt công thức với khối lượng 55,98 g thân lá/chậu 40,66g rễ/chậu. Trong sinh khối nhỏ 37,66 g thân lá/chậu 24,43 g rễ /chậu (công thức – công thức đối chứng). Bảng 4.4: Sinh khối khô trồng sau 40 ngày thí nghiệm Sinh khối khô (g/chậu) Công thức Thân Rễ Tổng % tăng so với đối chứng CT1 6,18 5,28 11,46 - CT2 6,20 6,06 12,26 6,98 % CT3 8,24 6,92 15,16 32,29 % CT4 9,11 8,06 17,17 49,83 % CV % 2,50 2,80 LSD0,05 0,35 0,35 Tương tự vậy, lượng sinh khối khô dương xỉ công thức (CT4) đạt mức lớn nhất, theo sau công thức (CT3) công thức 47 (CT2), thấp trồng công thức đối chứng (CT1). So với công thức đối chứng, công thức thí nghiệm lại có mức sinh khối khô cao 6,98 %; 32,29 %; 49,83 %. Còn so sánh khối lượng sinh khối khô lượng sinh khối tươi công thức thí nghiệm ta thấy lượng sinh khối khô trung bình chiếm16,2 % (đối với thân lá) 21% (đối với rễ) sinh khối tươi. Kết thí nghiệm cho thấy mối quan hệ cộng sinh nấm rễ (AMF) trồng đem lại lợi ích việc tăng sinh khối cho cây, mức chế phẩm bổ sung lớn sinh khối thu cao. Sinh khối tăng mức cao 55,64 % (ở công thức – mức bón chế phẩm lớn nhất) so với công thức đối chứng không nhiễm nấm rễ cộng sinh (AMF). Hiệu trình xâm nhiễm vào rễ cây, nấm cộng sinh rễ (AMF) làm tăng diện tích tiếp xúc rễ đất làm tăng bề mặt hấp thụ rễ cây, chúng tiếp xúc với hạt nhỏ đất, hút chất dinh dưỡng nước mà lông hút rễ không hút được. Đồng thời tham gia tích cực vào trình phân hủy, chuyển hóa hợp chất hữu đất, biến chất hữu khó tiêu thành chất vô dễ tiêu cho cây, chuyển hóa chất khoáng, tăng khả hòa tan chất sắt, phốt pho…do làm tăng khả hấp thu chất dinh dưỡng kết tăng sinh khối trồng [23], [24]. Ngoài ra, trình sống chúng có khả tiết chất kháng sinh có tác dụng ức chế vi sinh vật gây bệnh hại, tiết chất axit amin, vitamin, enzym, hoóc môn thực vật axít Idolaxetic (IAA)… góp phần kích thích vi sinh vật có lợi vùng rễ kích thích sinh trưởng phát triển trồng. Với ưu điểm vừa xử lý kim loại nặng đất, vừa tạo màu xanh cho vùng đất ô nhiễm (nơi mà cỏ thông thường phát triển được) mà giá thành công nghệ xử lý ô nhiễm thực vật thấp 48 nhiều so với công nghệ khác; dễ vận hành nên năm gần công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm môi trường nói chung xử lý ô nhiễm kim loại nặng đất nói riêng nhận quan tâm đông đảo nhà khoa học. Những sử dụng cho công nghệ thường phải đảm bảo yêu cầu có khả tích lũy kim loại nặng cao cho sinh khối lớn. Tuy nhiên, cho sinh khối cao khả chống chịu kim loại nặng thường kém, chống chịu kim loại nặng lại thường gặp có sinh khối thấp, thời gian xử lý kéo dài. Bên cạnh đó, theo kết thí nghiệm trồng thí nghiệm (dương xỉ) cộng sinh với nấm rễ (AMF), mức sinh khối cải thiện đáng kể. Điều ghóp phần đem lại lợi ích lớn trình xử lý tăng lượng sinh khối cho kéo theo tăng lượng kim loại nặng lấy khỏi đất rút ngắn thời gian xử lý. 4.4.3. Hàm lượng Pb tích lũy phận dương xỉ Hàm lượng kim loại nặng tích lũy sinh khối thực vật yếu tố có vai trò định đến khả tốc độ xử lý công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm môi trường. Trước tiến hành trồng cây, mẫu dương xỉ đem phân tích để xác định hàm lượng Pb ban đầu có phận. Kết cho thấy hàm lượng Pb thân rễ tương ứng 32,55 115,79 mgPb/kg SKK. Sau thời gian 40 ngày thí nghiệm, để đánh giá mức độ ảnh hưởng mối quan hệ cộng sinh dương xỉ nấm rễ AMF công thức sử dụng liều lượng chế phẩm khác tới tích lũy Pb phận cây, tiến hành phân tích hàm lượng chì dương xỉ công thức, kết thể hình 4.7 4.8. Kết phân tích cho thấy, hàm lượng Pb phận dương xỉ sau thí nghiệm lớn nhiều so với trồng trước thí nghiệm. Đối với thân dương xỉ, kết sau thí nghiệm hàm lượng 49 chì tích lũy dao động từ 85,05 mg Pb/kg sinh khối khô tới 123,93 mg Pb/kg sinh khối khô. So với hàm lượng chì thân dương xỉ trước trồng mức tăng phổ biến từ 2,61 – 3,81 lần. Hình 4.5: Ảnh hƣởng chế phẩm Mycoroot tới tích lũy chì thân dƣơng xỉ sau 40 ngày trồng Hàm lượng Pb tích lũy thân dương xỉ tỉ lệ thuận với liều lượng chế phẩm nấm rễ bổ sung vào đất. Theo chiều tăng dần liều lượng chế phẩm Mycoroot bón vào đất hàm lượng Pb tích lũy thân tăng theo. Mức tích lũy cao đạt công thức (bổ sung 80g chế phẩm nấm rễ /cây) đạt 123,93 mg Pb/kg sinh khối khô. Trong mức tích lũy thấp xảy công thức đối chứng (CT1 - không bón chế phẩm Mycoroot) đạt giá trị 85,05 mgPb/kg sinh khối khô. Giữa công thức bón 40g 80 g chế phẩm vi sinh vật/ cây, hàm lượng Pb tích lũy khác biệt nhiều. 50 Còn rễ dương xỉ, kết cho thấy chiều hướng tương tự thân mà hàm lượng Pb sau thí nghiệm lớn nhiều so với trước trồng. Tuy nhiên mức tăng mạnh so với mức tăng hàm lượng Pb thân sau thí nghiệm. Mức tăng hàm lượng chì tích lũy rễ dương xỉ so với trước trồng công thức thí nghiệm 5,20; 6,56; 7,21; 6,58 lần. Sau thí nghiệm, hàm lượng Pb tích lũy rễ nhiều công thức (bón 40 g chế phẩm Mycoroot/cây) đạt giá trị 834,63 mg Pb/kg, tăng 38,5 % so với công thức đối chứng. Hàm lượng chì tích lũy công thức (bổ sung 20 – 80 g chế phẩm/cây) cao so với công thức đối chứng. Chênh lệch CT2, CT4 với CT1 156,62 mg/kg 159,37 mg/kg tương ứng với mức tích lũy Pb tăng gấp 26 26,4%. Hình 4.6: Ảnh hƣởng chế phẩm Mycoroot tới tích lũy chì rễ dƣơng xỉ sau 40 ngày trồng 51 So sánh mức độ tích lũy Pb thân rễ, ta thấy hàm lượng Pb rễ tất công thức cao nhiều so với thân lá. Kết hoàn toàn phù hợp với kết thí nghiệm nhiều nhà khoa học trước nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm (Lương Thị Thúy Vân, 2011; Phan Quốc Hưng, Đỗ Thị Hải Yến cộng sự, 2012). Trung bình Pb tích lũy rễ cao thân gần 6,9 lần (dao động từ 6,15 – 7,4 lần). Công thức bón 40 g chế phẩm Mycoroot/cây (công thức 3) có khả hấp thụ Pb tốt nhất. Sự tích lũy Pb rễ + thân công thức có bổ sung chế phẩm cao so với công thức đối chứng cho thấy ảnh hưởng tích cực chế phẩm Mycoroot tới tích lũy Pb. Kết tương đồng với kết nghiên cứu tác giả Bùi Thị Kim Anh (2011). Đồng thời, ta thấy hàm lượng kim loại nặng tích lũy thân rễ công thức có bón chế phẩm với liều lượng khác khác phần khẳng định liều lượng chế phẩm vi sinh vật ảnh hưởng tới hấp thụ Pb thực vật. Bón chế phẩm nấm rễ theo liều lượng khuyến cáo nhà sản xuất (40g chế phẩm/cây – CT3) cho kết tích lũy Pb lớn nhất. Sự khác biệt mức hấp thu Pb công thức bón chế phẩm với công thức đối chứng, công thức bón chế phẩm với liều lượng khác nấm cộng sinh rễ (AMF) có khả mở rộng hệ rễ, tăng hấp thu dinh dưỡng cách đáng kể cho cây. Cùng với trình hấp thu nước, chất khoáng…thì Pb hấp thu thông qua khuẩn ty nấm, tích lũy lại sợi nấm vận chuyển vào nhờ mà trồng có cộng sinh với nấm rễ tăng cường hấp thu kim loại nặng, tăng cường vận chuyển từ rễ lên thân (Vera Göhre, Uta Paszkowski, 2006) [25]. Chế phẩm vi sinh vật giúp tăng cường chống chịu, hấp thu kim loại nặng cho trồng không thay đổi trình sinh lý đặc biệt 52 mà trực tiếp tác động đến có mặt, hấp thu, thay đổi cân nội tiết, ảnh hưởng đến dịch tiết rễ cây, pH đặc tính lí hóa đất (A. Vivas et al, 2003) [21]. 4.4.4. Tổng lượng Pb loại bỏ khỏi đất dương xỉ Trong công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm môi trường nói chung xử lý ô nhiễm kim loại nặng đất nói riêng, người ta tính toán hiệu trình xử lý thông qua tiêu lượng chất ô nhiễm trồng lấy khỏi đất. Từ hàm lượng (nồng độ) chì (Pb) mà tích lũy phận (mg Pb/kg sinh khối khô) lượng sinh khối khô phận (g sinh khối khô/chậu), ta tính toán lượng Pb mà lấy khỏi đất (mg Pb/ chậu). Bảng 4.5: Tổng lƣợng Pb đƣợc loại bỏ khỏi đất hấp thụ dƣơng xỉ Đơn vị: mg Pb/chậu Công thức Thân Rễ Tổng CT1 0,53 3,18 3,71 CT2 0,63 4,6 5,23 CT3 1,00 5,78 6,78 CT4 1,13 6,14 7,27 Số liệu thu bảng 4.5 cho thấy, lượng Pb loại bỏ khỏi đất tích lũy thân dương xỉ công thức có bón chế phẩm có tăng mạnh mẽ so với công thức không bổ sung chế phẩm. Ở công thức bổ sung 20g chế phẩm nấm rễ Mycoroot/cây dương xỉ (CT2), lượng Pb tích lũy thân đạt 0,63 mgPb/chậu, cao so với công thức đối chứng 18,87%. Nhưng hai mức bón chế phẩm 40 – 80 g chế phẩm/ (CT3, 53 CT4) lượng chì lấy khỏi đất tăng lên đột biến đạt 88,68% 113,21% so với công thức đối chứng. Đối với rễ, mức tăng (%) lượng chì loại bỏ khỏi đất công thức thí nghiệm có bổ sung chế phẩm vi sinh vật so với công thức đối chứng, không lớn thân đạt mức cao. Trong công thức CT2, CT3, CT4, lượng Pb lấy khỏi đất tăng 42, 65%; 81,76 %; 93,08% so với công thức không bổ sung chế phẩm (CT1). So sánh lượng chì tích lũy thân rễ ta thấy công thức lượng Pb tích lũy rễ lớn nhiều lần so với thân lá, thấp công thức với lượng Pb rễ 6,14 mgPb/ chậu thân 1,13mg Pb/chậu (cao gấp 5,43 lần). Giá trị lớn công thức với mức chênh lệch lên đến 7,3 lần. Kết thí nghiệm bảng 4.5 cho thấy bổ sung chế phẩm Mycoroot với liều lượng tăng dần tổng lượng chì (Pb) loại bỏ khỏi đất tăng theo. Chênh lệch mức cao mức thấp 3,56 mg Pb. Ở công thức có bón chế phẩm, lượng Pb lấy cao công thức đối chứng trung bình 1,73 lần (dao động từ 1,41 – 1,96 lần). Bên cạnh ta thấy, hàm lượng chì tích lũy CT3 lớn (121,19 mg Pb/kg SKK (đối với thân lá) 834,63 mgPb/kg SKK (đối với rễ)), có ưu đạt mức sinh khối khô cao cao sinh khối CT3 tới gần 13,26% nên CT4 (bón 80g chế phẩm/cây dương xỉ) công thức loại bỏ nhiều Pb nhất, tổng lượng Pb lấy khỏi đất đạt 7,27mg Pb. Điều ghóp phần nhấn mạnh tầm quan trọng sinh khối thực vật trình hấp thụ kim loại nặng. Sinh khối lớn khả loại bỏ kim loại nặng nhiều. Như vậy, việc sử dụng chế phẩm nấm cộng sinh rễ rút ngắn thời gian xử lý ô nhiễm đất kim loại nặng. 54 4.4.5. Hàm lượng Pb lại đất sau thí nghiệm Sau thời gian thí nghiệm 40 ngày, mẫu đất vùng rễ thu thập để phân tích hàm lượng Pb lại đất. Kết phân tích thể hình sau: Hình 4.7: Hàm lƣợng chì tổng số lại đất Từ đồ thị ta thấy, qua thời gian thí nghiệm 40 ngày hàm lượng Pb lại đất có khác biệt bốn công thức thí nghiệm khác biệt so với hàm lượng chì trước thí nghiệm. Sau thí nghiệm, hàm lượng chì tất công thức thấp so với hàm lượng chì mẫu đất trước thí nghiệm, mức giảm trung bình đạt 10,98%. Mức giảm thấp công thức (công thức đối chứng – 55 trồng dương xỉ, không bón chế phẩm nấm rễ) với tỷ lệ 5,83%. Công thức (trồng dương xỉ + bổ sung 80 g chế phẩm Mycoroot/ cây) có hàm lượng Pb đất giảm so với trước thí nghiệm đạt giá trị lớn tương ứng với tỉ lệ giảm 16,4%. Còn công thức 2, công thức mức giảm tương ứng 7,43% 14,26%. Khi tiến hành so sánh hàm lượng chì lại đất công thức thí nghiệm có liều lượng chế phẩm vi sinh vật bổ sung khác ta nhận thấy, hàm lượng Pb lại thấp 1693,24 mgPb/kg đất khô (CT4 – bón 80 chế phẩm nấm rễ Mycoroot/cây), lượng chì đất giảm công thức cao so với công thức đối chứng (không bổ sung chế phẩm Mycoroot) tới 11,24%. Ở hai mức bón chế phẩm lại (20g chế phẩm/cây với CT2 40g chế phẩm/cây với CT3) cho thấy lượng chì lại đất thấp so với công thức đối chứng 1,7% 8,95%. Như thấy, thời gian thí nghiệm ngắn, rõ ràng việc bón chế phẩm nấm rễ (Mycoroot) có tác dụng tích cực việc làm cho hàm lượng chì đất giảm đi. Mức giảm chịu ảnh hưởng liều lượng chế phẩm nấm rễ Mycoroot bổ sung vào đất. Với lượng chế phẩm bón vào (20g chế phẩm/cây) lượng Pb loại bỏ khỏi đất không đáng kể, sử dụng chế phẩm với liều lượng lớn ghóp phần giảm đáng kể lượng kim loại nặng đất. Tuy nhiên mức giảm Pb đất sát vùng rễ cây, quy toàn đất thí nghiệm bị hàm lượng Pb trên. Nhưng cho thấy thực vật vi sinh vật có tác dụng tích cực đến huy động kim loại nặng vào sinh khối làm cho đất giảm dần lượng kim loại nặng. Ngoài ra, lượng Pb giảm đất nhiều nguyên nhân, bên cạnh việc giảm hấp thu trồng nấm rễ, phần trình rửa trôi hay bị keo đất hấp thụ… 56 Hình 4.8: Hàm lƣợng chì dễ tiêu đất sau thí nghiệm Kết phân tích mẫu đất sau thí nghiệm cho thấy, hàm lượng chì dễ tiêu – dạng linh động công thức bón chế phẩm Mycoroot tăng lên so với công thức đối chứng. Chênh lệch mức lớn nhỏ lên tới 128,2 mgPb/kg đất khô. Giữa công thức đối chứng (CT1 – trồng cây, không bón chế phẩm) công thức (CT2 – trồng dương xỉ + bổ sung 20g chế phẩm vi sinh vật/cây) hàm lượng chì linh động khác biệt lớn, bổ sung chế phẩm với liều lượng lớn 40g 80g chế phẩm/cây) hàm lượng chì dễ tiêu tăng lên đáng kể (đạt giá trị 560,41 574,73mgPb/kg đất khô), so với công thức đối chứng hàm lượng Pb dễ tiêu tăng gần 1,26 1,29 lần. Sở dĩ trình sống rễ nấm cộng sinh rễ (AMF) có khả tiết axit hữu cơ, loại enzim… để phân giải chất đất, axit góp phần làm tăng tính linh động 57 chì. Hàm lượng Pb linh động cao tạo điều kiện thuận lợi cho trình hấp thu Pb trồng, làm cho dễ dàng chiết rút Pb tích lũy nhiều sinh khối, đồng thời yếu tố gây trở ngại trình xử lý lượng Pb linh động cao, đồng nghĩa với việc khả phát tán dễ dàng, thông qua trình rửa trôi, xói mòn dẫn tới tình trạng lây lan nguồn ô nhiễm tới nơi khác, thất thoát kim loại qua trình rửa trôi dẫn đế tình trạng đánh giá sai lệch hiệu xử lý thực trồng. 58 Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 5.1. Kết luận Đất khu vực nghiên cứu thuộc loại đất thịt, có hàm lượng chất hữu dung tích trao đổi cation thuộc nhóm trung bình, hàm lượng chì tổng số đo 2622,14mg/kg đất khô, cao tiêu chuẩn cho phép (QCVN 03:2008/BTNMT) đất nông nghiệp tới 37 lần. Phân tích số lượng bào tử nấm rễ có chế phẩm Mycoroot cho thấy 10g chế phẩm có 250 bào tử, kết hoàn toàn phù hợp với thông tin nhà sản xuất cung cấp. Khả xâm nhiễm nấm rễ vào rễ dương xỉ công thức có bón chế phẩm có khác nhau, dao động từ mức trung bình đến mạnh. Nhìn chung sau 40 ngày thí nghiệm, chế phẩm nấm rễ có ảnh hưởng tích cực tới sinh trưởng phát triển, tác dụng kích thích hấp thu Pb phận dương xỉ. Sinh khối tỉ lệ thuận với liều lượng chế phẩm bón vào đất. Mức sinh khối lớn đạt 55,98g thân + 40,66 g rễ (ở CT bổ sung 80g chế phẩm /cây). Hàm lượng Pb tích lũy lớn CT3 (tích lũy 834,63 mg/kg rễ 121,19 mg/kg thân lá), có ưu sinh khối nên tổng lượng chì lấy khỏi đất CT lại lớn (7,27 mgPb/chậu). Ở CT có bón chế phẩm, lượng Pb loại bỏ khỏi đất cao CT đối chứng trung bình 1,73 lần. Tổng lượng Pb tích lũy rễ cao thân tất CT thí nghiệm. Hàm lượng Pb tổng số lại đất giảm so với trước thí nghiệm. Tỷ lệ hàm lượng Pb giảm so với CT đối chứng 1,7%; 8,95%; 11,24%,. Chế phẩm Mycoroot có khả làm gia tăng tính linh động chì. 5.2. Kiến nghị  Do thời gian có hạn nên thí nghiệm kéo dài 40 ngày sinh trưởng, cần tiến hành nghiên cứu ảnh hưởng mối quan hệ 59 cộng sinh nấm cộng sinh rễ (AMF) với dương xỉ tới chống chịu, hấp thu kim loại nặng gian dài (giai đoạn 80 – 120 ngày) để đánh giá xác tiềm xử lý ô nhiễm kim loại nặng dương xỉ cộng sinh với nấm rễ.  Nghiên cứu thêm ảnh hưởng mối quan hệ cộng sinh nấm cộng sinh rễ (AMF) dương xỉ đến chống chịu hấp thu số kim loại nặng khác Ase, cadimi, đồng…. 60 [...]... stress vô sinh hoặc hữu sinh: hiệu lực của kim loại chống lại các loài vi khuẩn, nấm ký sinh và các loài sinh vật ăn lá đã được nghiên cứu - Các quá trình chuyển hóa ở vùng quyển rễ: Ở vùng quyển rễ của câyvùng oxi hóa có mật độ vi sinh vật và hoạt tính sinh học lớn hơn các vùng khác và đó là nguyên nhân xảy ra nhiều quá trình chuyển hóa các chất, cũng là nguyên lí cho việc sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm... pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật [11] Công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường (Phytoremediation) là công nghệ sử dụng thực vật và bao gồm cả hệ vi sinh vật xung quanh thực vật đó và cả những enzym do thực vật đó tiết ra để làm giảm hoặc chiết các chất gây ô nhiễm, các chất độc có trong môi trường đất và nước 15 Xử lý ô nhiễm đất bằng thực vật là một quá trình trong đó dùng thực vật để thải... 2.2.3.4 Công nghệ chiết đất (Phytoextraction) Bản chất: thường sử dụng thực vật tích lũy kim loại nhằm di chuyển và tập trung những kim loại từ môi trường đất vào rễ, lá và những cơ quan khí sinh, sau đó được lấy đi khỏi môi trường qua thu hoạch Đối tượng áp dụng: Sử dụng rất hiệu quả để xử lý những vùng đất ô nhiễm chất thải công nghiệp (Pb, Cd, Zn, Ni, Cu) và một số bãi rác Thực vật được sử dụng: cải... được sử dụng: cải bẹ xanh, hướng dương 18 2.2.3.5 Công nghệ xử lý bằng vùng rễ (Rhizosphere Bioremediation) Xử lý sinh học vùng rễ đòi hỏi các chất ô nhiễm phải liên kết trên rễ hoặc gần rễ Công nghệ này sử dụng rễ thực vật để hấp thụ, tập trung, lắng đọng các chất ô nhiễm từ đất ngập nước, bùn lắng và nước ngầm bị ô nhiễm do các hợp chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học (PAHs, PCBs, thuốc bảo... 307 - 6042 ppm trong thân và rễ là 131 – 3756 ppm Loài Pityrogramma calomelanos tích lũy được lượng As trong thân lá và trong rễ tương ứng là 885 – 4034 ppm và 483 – 2256 ppm [2] Mới đây vào năm 2011, Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiễm Asen trong vùng khai thác khoáng sản tác giả Bùi Thị Kim Anh cho biết trong tất cả các mẫu thu thập được ở các mỏ nghiên cứu thì chỉ có ba mẫu thu... thuốc bảo vệ thực vật) Những thực vật thường được sử dụng là cỏ có rễ sợi (lúa mì, cỏ đuôi trâu, lúa mạch đen), cây sản xuất các hợp chất phenol (dâu tằm, táo, dâu cam vàng), thực vật ưa nước ngầm 2.3 Hiệu quả của việc xử lý đất ô nhiễm đất bằng công nghệ sinh học Hiện nay, công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường đã và đang được nghiên cứu và ứng dụng ở nhiều nước trên thế giới Khả năng làm sạch... của đất tại khu vực nghiên cứu  Tiến hành thí nghiệm chậu vại để đánh giá ảnh hưởng của chế phẩm nấm rễ cộng sinh đến sự chống chịu, hấp thu chì của cây dương xỉ 3 Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 2.1 Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất sản xuất nông nghiệp 2.1.1 Trên thế giới Ô nhiễm môi trường nói chung và ô nhiễm đất nói riêng đã và đang thu hút được nhiều sự quan tâm của mọi quốc... nguyên lí cho việc sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm 2.2.3 Công nghệ xử lý [16] 2.2.3.1 Công nghệ cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilation) - Bản chất: các chất ô nhiễm được rễ hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy bên trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc kết tủa trong vùng quyển rễ - Đối tượng áp dụng: Phương pháp này áp dụng để xử lý các chất ô nhiễm ngay trong đất ở những vùng có mức ô nhiễm thấp... trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này giảm As trong nước từ 200μg/l xuống gần 100 lần [19] 26 Trong những năm gần đây, các nhà khoa học Trung Quốc đã thực hiện dự án thử nghiệm trồng dương xỉ Pteris vittata L để xử lý đất ô nhiễm As trong đất tại ba địa điểm ở tỉnh Hồ Nam, Triết Giang và Quảng Đông cũng là một minh chứng cho tính khả thi của việc sử dụng loài thực vật này để xử lý ô nhiễm kim loại nặng... Thlaspi caerulescens sinh trưởng trong 391 ngày đã loại bỏ hơn 8mgCd/kg đất và 200mgZn/kg đất tương ứng với 43% Cd và 7% Zn trong đất bị ô nhiễm (Lương Thị Thúy Vân, 2012) [19] 2.3.2 Cỏ Vetiver Cỏ Vetiver đã được nhiều nước trên thế giới sử dụng rất thành công để xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng, ngăn chặn xói mòn Cỏ Vetiver đã được sử dụng để phục hồi và cải tạo các vùng đất mỏ như: Mỏ vàng, bentonit, . những nghiên cứu đầy đủ về hiệu quả về vấn đề này, do đó tôi tiến hành nghiên cứu đề tài: Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim. lợi dụng mối quan hệ cộng sinh giữa một số loài thực vật với nấm AMF để xử lý ô nhiễm kim loại nặng được coi là phương pháp rất có triển vọng. Điều đó đặt ra một yêu cầu là cần có những nghiên. của khu vực nghiên cứu 40 4.3. Đánh giá chất lượng chế phẩm Mycoroot trước khi sử dụng 43 4.4. Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng sinh với nẫm rễ (AMF) 44 4.4.1.