CHƢƠNG 1 : TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.2. Biện pháp sử dụng thực vật xử lý đấ tô nhiễm kim loại nặng
1.2.5. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực
chuyển gen ở một số nước về mặt pháp lý, xã hội và sinh thái. Triển vọng của thực vật chuyển gen trong việc làm sạch các vùng ơ nhiễm có lẽ sẽ làm thay đổi một số quan điểm xã hội đối nghịch. Dù sao thì các nghiên cứu trong tương lai cần phải không chỉ chú tâm đến phương pháp tạo ra những thực vật hữu hiệu cho xử lý mơi trường mà cịn phải sàng lọc những tác động tiềm ẩn của thực vật chuyển gen đối với môi trường.
1.2.4. Tiêu chuẩn loài thực vật được sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất
Theo Chaney và cs, 1997 [50], để đạt hiệu quả cao trong xử lý ơ nhiễm, các lồi thực vật được chọn phải có những tính năng sau:
- Có khả năng chống chịu đối với hàm lượng kim loại cao;
- Có khả năng hấp thụ nhanh các kim loại từ mơi trường đất và nước; - Có khả năng tích lũy kim loại nặng cao kể cả hàm lượng các ion này thấp trong đất;
- Có khả năng chuyển vận kim loại từ rễ lên thân và lá;
- Có thể chịu đựng được điều kiện môi trường dinh dưỡng kém; - Có khả năng sinh trưởng nhanh và cho sinh khối lớn.
1.2.5. Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình hấp thụ KLN của thực vật thực vật
Khả năng linh động và tiếp xúc sinh học của KLN chịu ảnh hưởng lớn bởi các đặc tính lý hóa của mơi trường đất như: pH, hàm lượng khoáng sét, chất hữu cơ, CEC và hàm lượng KLN trong đất. Thông thường pH thấp, thành phần cơ giới nhẹ, độ mùn thấp, thực vật hút KLN mạnh [82].
Tương tác qua lại giữa các KLN với tính chất đất là vấn đề cốt lõi của cơng nghệ thực vật xử lý ơ nhiễm. Nói chung, sự hấp phụ vào các hạt đất sẽ làm giảm hoạt tính của kim loại. Vì vậy, khả năng trao đổi cation (CEC) trong đất cao, sự hấp thụ và cố định kim loại càng lớn. Trong đất chua, H+ tham gia đẩy các kim loại nặng khỏi liên kết với các hạt keo sét của đất, đưa chúng vào dung dịch đất. Vì cậy, pH đất khơng chỉ ảnh hưởng đến khả năng tiếp xúc sinh học của kim loại mà còn ảnh hưởng gián tiếp đến quá trình hút kim loại vào trong rễ. Tuy nhiên, ảnh hưởng đến khả năng tiếp xúc sinh học của kim loại thể hiện ở mối liên hệ của các đặc tính từng loại đất [95]. Để phát triển hiệu quả công nghệ thực vật xử lý ơ nhiễm, các đặc tính của thực vật và các đặc tính của mơi trường đất cần được khảo sát, đánh giá kĩ lưỡng. Quá trình canh tác và khả năng di truyền của thực vật cần được tối ưu hóa để phát triển cơng nghệ này.
Khả năng tích lũy kim loại trong thân với hàm lượng cao có thật sự quan trọng đối với quá trình xử lý kim loại trong đất hay khơng đã được bàn luận [50], [60], [121]. Một số kết quả nghiên cứu cho thấy, thực vật có sinh khối cao trồng trong mơi trường đất ô nhiễm và pH thấp, khả năng hấp thụ Zn tăng và tính độc của Zn đã làm giảm 50% sản lượng. Ví dụ như ngơ và cải trong điều kiện thuận lợi, các lồi thực vật có thể đạt 20 tấn sinh khối khô/ha. Trong trường hợp đất ô nhiễm đồng thời cả Zn và Cd ở mức 100 mg Zn, 1 mg Cd cây trồng bị giảm sản lượng đáng kể khi hàm lượng Zn trong thân đạt 500 mg/kg lúc thu hoạch. Bởi vì Cd ít độc hơn Zn 100 lần, độc tính đối với thực vật của Zn là yếu tố kiểm soát sản lượng thực vật. Khi sản lượng giảm 50% (10tấn/ha), sinh khối khô chứa 500 mg/kg, thực vật chỉ loại bỏ 5 kg Zn/ha/năm. Cây T.caerulescens có thể loại bỏ cả Zn và Cd, có sản lượng thấp hơn các lồi trên nhưng có thể chống chịu cao đến 25.000 mg Zn/kg mà không bị giảm sản lượng. Thậm chí khi sản lượng thấp (5 tấn/ha) điểm bắt đầu giảm sản lượng - Zn được loại bỏ cũng tới 125 kg/ha. Như vậy, có thể kết
luận rằng khả năng siêu tích tụ và chống chịu cao quan trọng hơn khả năng cho sinh khối cao. Một số tác giả khác cho rằng sản lượng quan trọng hơn 2 lần so với đặc điểm siêu tích tụ, nhưng các nghiên cứu trong phịng thí nghiệm và ngoài thực địa đều cho thấy các lồi đó có thể đạt được 5 tấn/ha trước khi sinh sản để tăng cả sản lượng và hàm lượng kim loại trong thân. Hơn nữa việc tái chế kim loại trong thân với mục đích thương mại đối với các lồi siêu tích tụ tốt hơn là phải trả tiền để xử lý sinh khối.
Trong một số trường hợp, để xử lý một nguyên tố trong đất bằng thực vật đòi hỏi phải bổ sung vào đất các yếu tố khác, bởi vì hóa tính đất hoặc thực vật làm giảm khả năng hấp thụ và chuyển hóa lên thân. Khi thêm yếu tố tạo phức như HEDTA, EDTA vào đất khả năng hòa tan và linh động của KLN tăng, tiếp xúc với thực vật dễ dàng hơn [45] , [86].
1.2.6. Các phương pháp xử lý sinh khối thực vật sau khi tích lũy chất ơ nhiễm
Sinh khối thực vật chứa KLN là nguồn lây nhiễm cần được quản lý. Một trong những vấn đề quan trọng khi dùng thực vật để xử lý ô nhiễm môi trường, đặc biệt là ô nhiễm môi trường đất do KLN gây ra là xử lý sinh khối thực vật này như thế nào? Hiện nay, trên thế giới đã có nhiều biện pháp nhằm đưa ra hướng giải quyết đúng đắn và hợp lý. Có thể kể đến các biện pháp sau:
- Làm nhiên liệu sinh học (biogas) - Nguyên liệu cho thủ công, mỹ nghệ; - Nguyên liệu sợi;
- Chiết lấy kim loại quý;
- Sử dụng năng lượng để phát điện; - Sử dụng làm thức ăn cho động vật; - Đốt cháy (tro hóa) để chơn lấp.
Trong các phương pháp xử lý trên thì tro hóa thường được dùng để loại bỏ các cây trồng ô nhiễm. Đây là phương pháp đơn giản, an toàn, sinh khối sau khi
đốt có thể tích và khối lượng nhỏ dễ dàng đem đi chơn lấp, rất có ý nghĩa trong việc tạo nguồn năng lượng nhiệt, điện và làm cho phương pháp xử lý bằng thực vật có hiệu quả và kinh tế, tuy nhiên phải lưu ý đến khả năng bay hơi của KLN ở nhiệt độ tro hóa.
1.2.7. Một số kết quả nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng bằng thực vật trên thế giới và Việt Nam
1.2.7.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới + Khả năng hấp thụ asen (As) + Khả năng hấp thụ asen (As)
Các nhà khoa học Trung Quốc đã thực hiện dự án thử nghiệm trồng dương xỉ Pteris vittata L. để thu gom As độc hại trong đất tại ba địa điểm ở
tỉnh Hồ Nam, Triết Giang và Quảng Đông. Mỗi địa điểm thử nghiệm có diện tích 1 ha được trồng 30 tấn hạt Pteris vittata L. Với kỹ thuật này, họ
hy vọng có thể giải quyết về cơ bản vấn đề ô nhiễm kim loại nặng ở vùng hạ du của Trung Quốc do q trình khai khống gây nên [142].
Theo Ma L. Q. và cộng sự, loài dương xỉ Pteris vittata L. có khả năng tích lũy 14 500 mg As/kg đất mà chưa có triệu chứng tổn thương. Loài này sinh trưởng nhanh, có sức chống chịu cao với As trong đất (As > 15000 mg/kg) và chỉ bị độc ở hàm lượng 22.630 mg/kg qua 6 tuần. Theo các nhà khoa học Mỹ, Pteris vittata L. có thể chứa tới 22 g As/kg lá. Họ cũng đã
chứng minh rằng, trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này giảm mức As trong nước từ 200 µg/l xuống gần 100 lần [142].
Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy As của hai lồi dương xỉ thu từ vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên, Bùi Thị Kim Anh và cộng sự [3] cho thấy, trong khoảng hàm lượng mà cây chống chịu được, Pteris vittata tích lũy lượng As 307 - 6042 mg/kg trong thân và trong rễ là 131 - 3756 mg/kg. Lồi
Pityrogramma calomelanos tích lũy được lượng As trong thân lá và trong rễ
+ 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 lồi 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 Cd/kg đất khối lượng khơ mà khơng có dấu hiệu độc; tuy nhiên ở một số kiểu sinh thái khác chỉ tích luỹ 2.300 mg Cd/kg đất khối lượng khơ. Trong khi đó, Cosio (2004) và Kupper (2000) cho rằng cây Arabidopsis
halleri mới chính là siêu tích luỹ Cd [53], [92]. [Trong khi một nghiên cứu khác của Salt và các cộng sự (1997) lại nghi ngờ cây B.juncea cũng là lồi
siêu tích luỹ Cd [118].
Hấp thụ gián tiếp thơng qua tác nhân chuyển là các ion hố trị II. Gien zip chuyển Zn và Fe trong thực vật được cho là có vai trị trong vận chuyển Cd. Trong mơi trường dư thừa cation hố trị II, ví dụ như Zn, sẽ làm giảm hấp thụ Cd ở nhiều loài thực vật, kể cả cây T. caerulescens [29].
Pinxeros và Kochinan (2003) đã khẳng định rằng tế bào lá cây
T.caerulescens và cây T. arvaense có sự khác nhau về đặc tính hóa ion qua
màng plasma, nhưng sự khác nhau này không thể liên quan trực tiếp đến sự khác nhau trong việc tích lỹ Cd và Zn. Phân tích khả năng chuyển hóa Cd/Zn trong ngun sinh chất của tế bào lá cho thấy khả năng chuyển hóa chủ yếu và sự giống nhau về cấu trúc đối với 2 kim loại đó khơng thể phân biệt được trong cây T.caerulescens Ganges, cây Ahalleri và cây T. caerulescens Prayon; tuy nhiên tích lũy Cd tăng trong tế bào chất của cây T.caerulescens Ganges nhưng giảm đáng kể trong tế bào chất của cây Ahalleri cùng với sự tiếp xúc với Cd trước (Cosio và cộng sự, 2004) [53]. Vì vậy, có nhiều hệ thống chuyển hóa Cd phức tạp trong lá. Điều này cho thấy con đường hấp thụ Cd khác
thường trong cây T.caerulescens Ganges có thể thuận tiện cho phát triển cơ chế siêu tích lũy.
Nghiên cứu thử nghiệm khả năng xử lý Cd và Zn bằng thực vật đã được tiến hành đối với đất ô nhiễm ở Palmerton, PA (Brown và cộng sự, 1994), đất ô nhiễm do là nấu Zn ở Pháp, đất nông nghiệp bị ô nhiễm bởi bùn đô thị ở Anh (Lombi và cộng sự, 1997) (trích theo Lê Đức & cs [10]). Trong từng trường hợp cây, T.caerulescens Ganges xử lý Cd và Zn trong đất nhưng tốc độ xử lý
phải mất hơn 15 năm mới xử lý được hoàn toàn mà cũng chỉ xử lý được ở tầng đất nông. Ở Vương quốc Anh, đất nơng nghiệp bị hạn chế vì độc tính của Cu với cây T.caerulescens Ganges, cho thấy sự cần thiết của các loài thực vật dùng để xử lý ô nhiễm phải chịu được các hàm lượng của các chất ô nhiễm phức tạp [108]. Khả năng xử lý của cây T.caerulescens Ganges cũng bị giới hạn bởi hình dạng cây nhỏ và sinh khối thấp. Trong một nghiên cứu, mặc dù cây
T.caerulescens Ganges tích lũy với hàm lượng Cd và Zn cao trong lá nhưng cây B. juncea loại bỏ được Zn và Cd nhiều hơn vì kích thước lớn hơn (Ebbs và cộng sự, 1997). Phương pháp tiếp cận chuyển gen giữa 2 cây này có thể giúp cho việc xử lý Cd và Zn nhanh hơn.
Ngoài ra, cây Thlaspi caerulescens sinh trưởng trong 391 ngày đã loại
bỏ hơn 8 mg Cd/kg đất và 200 mg Zn/kg đất tương ứng với 43% Cd và 7% Zn trong đất bị ô nhiễm.
+ Khả năng hấp thụ kẽm (Zn)
Zn là một yếu tố vi lượng cần thiết nhưng khi ở hàm lượng cao chúng lại gây độc cho cả động vật và thực vật (Cobbet và Goldsbrough, 2002 ; Gupta UC và Gupta SC,1998). Lồi siêu tích luỹ Zn đầu tiên được xác định là cây T. caerulescens. Cây này có khả năng tích luỹ từ 25.000 đến 30.000 g/g Zn tổng số trước khi có dấu hiệu độc, mặc dù cây T. caerulescens có thể tích lũy nhiều nhất là 40.000 µg/g Zn trọng lượng khơ trong thân. Cây Arabidopsis
halleri cũng được tìm thấy hàm lượng Zn trong thân tăng từ 300 g/g trọng lượng khô ở hàm lượng 1M Zn lên đến 32.000 g/g ở hàm lượng 1.000 M Zn, mà khơng có dấu hiệu độc. Cây Arabidopsis lyrata ssp. Frednsville tích
lũy Zn trong lá với hàm lượng cao khi trồng ngồi thực địa (Cannon, 1960), nhưng khả năng tích lũy Zn có thể thay đổi trong điều kiện trồng thí nghiệm.
Mặc dù tốc độ hấp thụ Zn thấp hơn nhưng rễ cây T.arvense tích luỹ Zn về cơ bản cao hơn loài T.caerulescens. Sự khác nhau này là do sự vận chuyển Zn lên lá tốt hơn ở lồi siêu tích luỹ. Cây T.caerulescens chứa Zn trong chất lỏng của thân gỗ cao hơn 5 lần và vận chuyển lên thân cao hơn 10 lần so với cây T.arvense (Lasat và cộng sự, 1998) [94] và vận chuyển lên thân cao hơn 10 lần so với cây T. arvense (Lasat và cộng sự, 1996) [93].
+ 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. Mặc dù nhiều lồi thực vật có xu hướng khơng hấp thụ Pb như cây Thlaspi praecox trong khi siêu tích lũy Cd và Zn,
ngược lại nhiều lồi thực vật có thể siêu tích lũy Pb hịa tan trong đất. 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 (Wong và cộng sự, 2002) và Piptathertan miliacetall, một lồi cỏ tích luỹ Pb trực tiếp khi môi trường đất bị ơ nhiễm mà khơng có dấu hiệu nhiễm độc sau 3 tuần. Sahi và cộng sự, 2002 cho rằng cây S. drummondii có thể chịu đựng được với mức Pb lên đến 1500 mg/L và tích lũy khoảng 40 g/kg khối lượng khô. Cây
Brassica juncea sẽ giảm khả năng sinh trưởng khi hàm lượng Pb trong đất là
645 g/g, nhưng có thể tích lũy 34,5 g Pb /kg thân, mặc dù sự tích lũy đáng kể trong thân khơng được tiến hành đến khi Pb đạt mức bão hòa ở rễ. Hầu hết sự tích lũy trong cây được tìm thấy ở thân, cuống lá mà khơng thấy trong lá, điều này cho thấy Pb ở dạng khơng hịa tan nhiều hơn.
1.2.7.2. Tình hình nghiên cứu ở Việt Nam
Kết quả nghiên cứu trong nhiều năm cho thấy, ở Việt Nam, vấn đề ô nhiễm kim loại nặng đã và đang xảy ra, nguy cơ con người phải đối mặt với loại ô nhiễm này ngày càng hiện hữu và việc tìm kiếm các lồi thực vật có thể đóng vai trị tích cực trong xử lý ơ nhiễm KLN đã được các nhà khoa học Việt Nam quan tâm.
Đối chiếu với các tài liệu đã công bố về hệ thực vật Việt Nam, trong danh sách các lồi “siêu tích tụ” kim loại đã được cơng bố trên thế giới thì ở Việt Nam chỉ có thể bắt gặp 26 lồi. Trong số này, 4 loài là thực vật thủy sinh và 22 loài là thực vật trên cạn [1], [17].
Ở Việt Nam, khoảng mười năm trở lại đây các nhà khoa học đã chú trọng tìm hiểu và nghiên cứu về ô nhiễm kim loại nặng trong đất và những ảnh hưởng của chúng đến động vật và thực vật [1], [2], [17], [19], [21] [26].
Lê Đức và cs [12] đã nghiên cứu khả năng hấp thụ và tích lũy Pb trong đất của cây rau muống, bèo tây và cải. Đặng Thị An và cs [2] đã nghiên cứu thấy lượng kim loại nặng trong đất ở Văn Lâm, Hưng Yên xâm nhập vào một số cây rau là khá lớn. Đặng Đình Kim và cs [17] đã nghiên cứu thấy khả năng chỗng chịu và tích lũy Pb rất cao của cây cỏ vetiver trong đất ô nhiễm Pb. Trần Văn Tựa và cs [30] đã nghiên cứu chứng minh được khả năng xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất của cây cải xanh. Diệp Thị Mỹ Hạnh và cs,