Hình 3 .3 Sơ đồ quy trình mạ kẽm và dòng thải
Hình 3.9 Sự tƣơng quan giữa pH đất và sự tích lũy của Cd trong rau
Kết quả thí nghiệm đợt 1, khi sử dụng vơi lót vào đất làm cho pH đất có sự biến động rõ rệt, từ 5.3 ở công thức ĐC, lên 6,5 ở cơng thức 3 (bón 5,0 gam CaO/chậu) và pH đạt cao nhất là 7,5 ở cơng thức bón l0 gam CaO/chậu.
Hàm lƣợng Cd trong rau giảm cùng với sự tăng pH đất khi sử dụng vơi bón ở các mức khác nhau, từ 0,2772 mg/kg rau tƣơi (công thức ĐC) đến 0,2091 mg/kg rau tƣơi (công thức 2 - bón 2,5 gam CaO/chậu) và đạt mức an toàn ở công thức 4 là 0,0163 mg/kg rau tƣơi, khi đó pH đất là 6,8. Nhƣng khác với Pb, hàm lƣợng Cd có xu hƣớng giảm mạnh ở mức pH đất trong khoảng 6,5 - 6,9 cụ thể:
- Cơng thức bón 2,5 gam CaO/chậu, với pH đất là 5,6 hàm lƣợng Cd trong rau là 0,2019 mg/kg giảm 1,4 lần so với công thức ĐC (không bón vơi)
- Cơng thức bón 5,0 gam CaO/chậu, tƣơng đƣơng vói pH đất là 6,5 thì hàm lƣợng Cd trong rau là 0,0832 mg/kg tƣơi, giảm 3,33 lần so với ĐC và giảm 2,42 lần so với cơng thức 2 (bón 2,5 gam CaO/chậu).
- Cơng thức bón 7,5 gam CaO/chậu, pH đất là 6,8 và hàm lƣợng Cd trong rau là 0,0163 mg/kg tƣơi, giảm 12,4 lần so với cơng thức 2 (bón 2,5 gamCaO/chậu). Ở mức này hàm lƣợng trong rau đã đạt tiêu chuẩn an toàn (giới hạn hàm lƣợng Cd trong rau an toàn là < 0,02 mg/kg rau tƣơi).
- Cơng thức bón 10,0 gam CaO/chậu, khi đó với pH đất là 7,5 thì hàm lƣợng Cd trong rau là 0,0117 mg/kg tƣơi, giảm 7,1 lần so với công thức 3 (bón 5,0 gam
CaO/chậu) và giảm 1,4 lần so với công thức 4.
Kết quả thí nghiệm đợt 2, cũng cho tác giả thấy điều tƣơng tự nhƣ đợt 1.
Nhƣ vậy trong điều kiện nƣớc tƣới bị ô nhiễm Cd đến mức 0,1ppm, để hàm lƣợng Cd trong rau đạt tiêu chuẩn an tồn có thể sử dụng vôi nhƣ một công cụ để tăng pH đất đã hạn chế sự tích lũy Cd từ nƣớc vào rau.
c/ Ảnh hưởng của pH đất đến sự tích luỹ As từ nước tưới vào rau cải canh
Theo thí nghiệm ta sử dụng nƣớc tƣới chứa 0,1 ppm As cho rau cải canh trên nền bón vơi theo mức tăng dần: 0 - 2,5 gam - 5,0 gam – 7,5 gam - 10 gam, kết quả đƣợc thể hiện ở bảng 3.13 nhƣ sau:
Bảng 3.13. Kết quả hàm lƣợng As tích lũy trong rau
Mức bón CaO/chậu
pHKCl đất As trong rau (mg/kg rau tƣơi)
Đợt 1 Đợt 2 Đợt 1 Đợt 2 Khơng bón vơi ( ĐC) 5,2 5,3 0,1905 ± 0,01 0,2273 ± 0,012 2,5 gamCaO/chậu 5,7 5,6 0,1363 ± 0,01 0,1493 ± 0,011 5,0 gam CaO/chậu 6,6 6,5 0,1702 ± 0,007 0,1892 ± 0,006 7,5 gam CaO/chậu 6,9 6,7 0,1609 ± 0,007 0,1469 ± 0,005 10,0 gam CaO/chậu 7,3 7,4 0,2099 ± 0,012 0,1911 ± 0,013 QĐ 04/2007/BNN: - - 0,2 0,2
Với độ tin cậy 95%, α ≤ 5%, kết quả = giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn
QĐ 04/2007/BNN: Quy định về mức giới hạn tối đa cho phép của một số kim loại
Hình 3.10. Mối quan hệ giữa lƣợng CaO và sự tích lũy của As trong rau
Hình 3.11. Biểu đồ so sánh sự tích lũy As trong rau đợt 1 và đợt 2
Cũng giống nhƣ các thí nghiệm bón vơi khi sử dụng nƣớc tƣới ô nhiễm Pb và Cd, thí nghiệm sử dụng nƣớc tƣới ơ nhiễm As khi bón vơi vào đất với mức tăng dần cũng làm cho pH đất tăng lên, mức ban đầu khi chƣa bón vơi pH của đất là 5,2 sau đó tăng dần lên 5,7 ở cơng thức 2 (mức bón 2,5 gam CaO,chậu), đạt 6,6 ở cơng thức 3 (bón 5,0 gam CaO/chậu) và có giá trị cao nhất ở cơng thức 5 - bón 10 gam CaO/chậu, pH đất là 7,3.
Ở cơng thức ĐC (khơng bón vơi, sử dụng nƣớc tƣới ơ nhiễm As) hàm lƣợng As trong rau là 0,1905 mg/kg rau tƣơi, sau đó giảm xuống là 0,1702 mg/kg rau tƣơi (cơng thức 3: bón 5,0gam CaO/chậu + sử dụng nƣớc tƣới ô nhiễm As) nhƣng ở công thức 5 (với pH đất là 7,3) thì hàm lƣợng As lại có xu hƣớng tăng lên so với công thức ĐC (0,2099 mg As/kg tƣơi). Điều này có thể đƣợc giải thích khác với Pb và Cd, trong mơi trƣờng kiềm As có xu hƣớng linh động hơn do sự có mặt Ca+2 nên As tạo thành Ca3(AsO4)2, làm cho khả năng vận chuyển vào cây trồng nhiều hơn.
Kết quả thí nghiệm đợt 2, cũng cho tác giả thấy điều tƣơng tự nhƣ đợt 1.
Nhƣ vậy để hạn chế sự tích luỹ As từ môi trƣờng nƣớc vào cây trồng không thể dùng biện pháp bón vơi thơng thƣờng mà phải có các biện pháp khác, nhƣ biện pháp hoá học dùng ôxit, hyđrôxyt Fe..., biện pháp sinh học lựa chọn loại thực vật nhƣ dƣơng xỉ....
3.4.2 Thí nghiệm dùng thực vật bèo tây làm sạch nƣớc ô nhiễm KLN
Hiện nay, phƣơng pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật (Phytoremediation) là một trong những giải pháp quan trọng, có tính khả thi cao để xử lý các vùng đất, nƣớc bị ô nhiễm KLN. Ở Việt Nam, bèo tây là một loại thực vật rất phổ biến. Việc sử dụng bèo tây trong việc xử lý ô nhiễm đã đƣợc rất nhiều các tác giả trong và ngoài nƣớc nghiên cứu. Bèo tây là cây sống ở nƣớc, có tốc độ sinh trƣởng rất nhanh và khơng cần phải chăm sóc nên sử dụng bèo tây để xử lý ơ nhiễm nƣớc có thể thực hiện đƣợc dễ dàng.
Để khẳng định điều đó, chúng tơi tiến hành nghiên cứu việc sử dụng bèo tây trong việc giảm thiểu ô nhiễm KLN (As, Pb, Cd) trong môi trƣờng nƣớc tƣới khi bổ sung KLN vào nƣớc theo các mức: 0,5 ppm Pb; 0,1 ppm Cd và 0,5 ppm As. Kiểm tra hàm lƣợng các kim loại trong nƣớc sau 5 - 10 – 20 - 30 ngày thí nghiệm trồng bèo tây, kết quả cho thấy bèo tây có khả năng tích lũy KLN rất tốt.
a/ Khả năng làm sạch nƣớc ô nhiễm Pb của bèo tây
Tiến hành sử dụng nƣớc chứa 0,5 ppm Pb để thả bèo tây
Vị trí lấy mẫu: Giữa cầu Rùa Hạ, giữa sông Rùa. Đây là vị trí giao thoa của các nguồn thải.
Bảng 3.14 Thông số chất lƣợng nguồn nƣớc ban đầu lấy về nghiên cứu
TT Tên chỉ tiêu Đơn vị NM QCVN 08:2008/B1
1 pH – 5,9 5,5-9
2 As mg/l 0,0356 0,05
3 Cd mg/l 0,0209 0,01
4 Pb mg/l 0,0542 0,05
Đây là vị trí giao thoa giữa các nguồn thải nên có hàm lƣợng KLN khá cao. Vì vậy, tác giả chọn đây là vị trí lấy mẫu nƣớc về nghiên cứu. Tuy nhiên qua khảo sát thì nguồn nƣớc tại vị trí lấy mẫu này chƣa đạt ngƣỡng ô nhiễm so với mức giá trị lựa chọn của nghiên cứu. Do đó, trƣớc khi tiến hành thí nghiệm, tác giả tiến hành làm giàu mẫu bằng cách thêm chuẩn As, Pb, Cd vào chậu thí nghiệm.
Bảng 3.15 Hàm lƣợng Pb trong nƣớc theo thời gian xử lý bằng bèo tây
Ngày thí nghiệm Đối chứng
(mg/l) Hàm lƣợng Pb trong nƣớc (mg/1) Tỷ lệ còn lại trong dung dịch (%) 0 0,5574 0,5512 ± 0,0275 100 5 0,5542 0,3087 ± 0,154 56,0 10 0,5557 0,0041 ± 0,0002 0,74 20 0,5493 0,0021 ± 0,0001 0,38 30 0,5442 0,000 - QCVN 39:2011/BTNMT 0,05 0,05 Với độ lệch chuẩn α ≤ 5%
Theo bảng 3.15, ta thấy, hàm lƣợng Pb ở chậu đối chứng hầu nhƣ khơng có sự thay đổi đáng kể theo thời gian.
b/ Khả năng làm sạch nƣớc ô nhiễm Cd của bèo tây
Tiến hành thí nghiệm thả bèo tây trong dung dịch chứa 0,1 mg Cd/L, theo dõi hàm lƣợng Cd trong nƣớc vào ngày thứ 5 – 10 - 20-30 sau khi thả bèo, kết quả cho thấy
Bảng 3.16. Hàm lƣợng Cd trong nƣớc theo thời gian xử lý bằng bèo tây
Ngày thí nghiệm Đối chứng
(mg/1) Hàm lƣợng Cd trong nƣớc (mg/1) Tỷ lệ còn lại trong dung dịch (%) 0 0,1245 0,1204 ± 0,006 100 5 0,1302 0,0530 ± 0,0026 48,0 10 0,1219 0,0004 ± 0,0002 0,18 20 0,1196 0,0001 ± 0,0001 0,08 30 0,1220 0,000 - QCVN 39:2011/BTNMT 0,01 0,01 Với độ lệch chuẩn α ≤ 5%
Nhƣ vậy, hàm lƣợng Cd ở chậu đối chứng hầu nhƣ khơng có sự thay đổi đáng kể theo thời gian.
Đối với chậu thí nghiệm thả bèo tây: Bèo tây có khả năng hút Cd từ nƣớc rất mạnh. Hàm lƣợng Cd trong nƣớc trƣớc thí nghiệm là 1,1204 mg/1. Ở ngày thứ 5 sau khi thả bèo, hàm lƣợng Cd trong nƣớc là 0,053 mg/1, đạt tỷ lệ làm sạch là 52% và sau 10 ngày thí nghiệm thì hàm lƣợng Cd trong nƣớc giảm hẳn xuống dƣới ngƣỡng an toàn theo QCVN 39:2011/BTNMT, đạt 0,004 mg/1, tỷ lệ còn lại trong dung dịch là 0.18% so vói trƣớc thí nghiệm.
c/ Khả năng làm sạch nƣớc ô nhiễm As của bèo tây
Thực hiện thí nghiệm tƣơng tự nhƣ với Pb và Cd, tiến hành trồng bèo tây trong dung dịch chứa 0,1 mg As/1, và theo dõi hàm lƣợng As trong dung dịch dùng thả bèo qua 5, 10, 20, 30 ngày thí nghiệm (Bảng 3.17)
Bảng 3.17 Hàm lƣợng As trong nƣớc theo thời gian xử lý bằng bèo tây
Ngày thí nghiệm Đối chứng
(mg/l) Hàm lƣợng As trong nƣớc (mg/1) Tỷ lệ còn lại trong dung dịch (%) 0 0,1313 0,1326 ± 0,0066 100 5 0,1296 0,0876 ± 0,0044 66,1 10 0,1302 0,0299 ± 0,0015 22,6 20 0,1367 0,0216 ± 0,001 16,3 30 0,1312 0,0130 ± 0,007 9,8 QCVN 39:2011/BTNMT 0,05 0,05
Với độ lệch chuẩn α ≤ 5%
Nhƣ vậy, hàm lƣợng As ở chậu đối chứng hầu nhƣ khơng có sự thay đổi đáng kể theo thời gian.
Đối với chậu thí nghiệm thả bèo tây: Hàm lƣợng As trong nƣớc lúc ban đầu khi chƣa thả bèo là 0,1326 mg/1, sau 5 ngày thí nghiệm hàm lƣợng As là 0,0876 mg/1 (còn 66,1% so với ban đầu), đến ngày thứ 10 hàm lƣợng As trong nƣớc là 0,0299 mg/1 (còn 22,6% so với ban đầu), đến ngày thứ 20 của thí nghiệm, hàm lƣợng As trong nƣớc đạt ngƣỡng an tồn theo QCVN 39:2011/BTNMT, là 0,0216 mg/1 (cịn 16,3% so với ban đầu) và đến ngày thứ 30 của thí nghiệm thì hàm lƣợng As trong nƣớc đạt 0.0130 mg/1, cịn 9,8% so với khi trƣớc thí nghiệm.
So sánh khả năng làm sạch của bèo tây với Pb, Cd và As: Kết quả của thí nghiệm cũng chỉ ra rằng, so với Pb và Cd, sự hấp thu As của bèo tây trong nƣớc chậm hơn (hình 3.12).
Mối quan hệ giữa hàm lƣợng As, Pb, Cd trong chậu thời gian xử lý thể hiện cụ thể qua hình 3.12 nhƣ sau:
Hình 3.12. Mối quan hệ giữa hàm lƣợng As, Pb, Cd còn lại trong nƣớc theo thời gian
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ KẾT LUẬN
- Làng nghề Thanh Thùy có vị trí tiếp giáp với Trung tâm Hà Nội, có điều kiện thuận lợi thúc đẩy làng nghề phát triển. Sản phẩm của làng nghề rất đa dạng. Phần lớn máy móc thiết bị sử dụng tại làng nghề là cũ kỹ, chắp vá; quá trình sản xuất cịn đơn giản, thủ cơng cho nên đã phát sinh ra những vấn đề ảnh hƣởng đến môi trƣờng. Chất thải sản xuất, chất thải sinh hoạt hầu nhƣ chƣa có biện pháp thu gom xử lý triệt để gây mất cảnh quan và ảnh hƣởng tới đời sống, sức khoẻ của ngƣời dân.
- Môi trƣờng làng nghề xã Thanh Thùy đang có dấu hiệu bị ơ nhiễm. Nồng độ nƣớc thải ô nhiễm khá cao, đặc biệt là hàm lƣợng kim loại nặng rất cao nhƣ hàm lƣợng sắt tại 07 vị trí lấy mẫu đều vƣợt ngƣỡng TCCP từ 1,1 đến 6,7 lần. Hàm lƣợng Asen, Chì, Cadimi vƣợt từ 1,02 đến 1,6 lần. Chất lƣợng môi trƣờng nƣớc mặt bị ảnh hƣởng từ nguồn nƣớc thải xả trực tiếp ra môi trƣờng, cao nhất là hàm sắt vƣợt giới hạn cho phép từ 1,47 đến 20,2 lần. Hàm lƣợng Chì, Cadimi tại vị trí giao thoa với các nguốn thải vƣợt TCCP 1,09 lần; hàm lƣợng COD vƣợt TCCP từ 2,1 đến 12,5 lần; dầu mỡ từ 1,5 đến 23 lần. Nồng độ kẽm, sắt trong nƣớc ngầm vƣợt từ 1,3 – 2,5 lần. Đối với các chỉ tiêu kim loại nặng khác trong nƣớc ngầm nhƣ As, Cd, Pb, Mn cho thấy, tuy nồng độ của chúng vẫn nằm trong giới hạn cho phép nhƣng đã thấy xuất hiện sự tác động của nƣớc thải sản xuất. Mơi trƣờng đất cũng đang có dấu hiệu bị ơ nhiễm KLN chủ yếu là do nƣớc thải sản xuất và chất thải rắn, hàm lƣợng Zn2+ cao hơn 1,08- 1,45 lần TCCP.
- Các kết quả nghiên cứu giải pháp xử lý ô nhiễm KLN trong đất và nƣớc ghi nhận qua thực nghiệm là:
+/ Giá trị pH trong đất và hàm lƣợng As, Pb, Cd trong nƣớc tƣới có quan hệ chặt chẽ với sự tích lũy của chúng trong rau. Khi nƣớc tƣới chứa 0,5 ppm Pb hoặc 0,1 ppm Cd thì gây tích lũy kim loại nặng trong rau cải canh. Để tránh gây tích lũy KLN trong rau cải canh thì cần thiết phải bón vơi để tăng pH đất về trung tính thì hàm lƣợng Pb, Cd trong rau cải canh đạt tiêu chuẩn an toàn. Đối với Cd cần 7,5
gam CaO/6 kg đất. Đối với Pb cần 10gam CaO/6 kg đất. Giữa pH đất và hàm lƣợng Pb/Cd tích lũy trong rau có sự tƣơng quan tỉ lệ nghịch. Tuy nhiên, khác với Pb, Cd, sự tích lũy As trong cây trồng ít phụ thuộc vào sự thay đổi của pH đất. Nhƣ vậy, việc bón vơi cho đất chua có thể hạn chế tích luỹ Pb và Cd trong rau, còn hàm lƣợng As tích lũy trong rau khơng bị ảnh hƣởng bởi việc bón vơi.
+/ Sử dụng bèo tây có thể làm sạch nƣớc bị ơ nhiễm kim loại nặng (Pb, Cd, As). Nếu hàm lƣợng nƣớc chứa đồng thời 0,5 ppm Pb; 0,1 ppm Cd; 0,1 ppm As thì sau khi trồng bèo tây từ 10 đến 20 ngày có thể làm sạch nƣớc ơ nhiễm KLN trong chậu chứa 4 lít nƣớc. Vì vậy trong trƣờng hợp phải dùng nƣớc tƣới bị ơ nhiễm thì cần phải đƣa qua hồ cách ly có thả bèo tây để làm sạch các kim loại này trƣớc khi đƣa vào hệ thống tƣới. So sánh khả năng làm sạch của bèo tây thì sự hấp thu As của bèo tây trong nƣớc chậm hơn với Pb và Cd.
KIẾN NGHỊ
Do kinh phí và thời gian hạn chế, đề tài mới dừng ở nghiên cứu thực nghiệm mà chƣa nghiên cứu thực tế ngoài thực địa nên cần nghiên cứu ngồi thực địa để đánh giá chính xác hơn.
Đối với các cơ sở sản xuất cơ khí tại làng nghề cần nghiêm túc thực hiện các quy định bảo vệ mơi trƣờng tại hộ mình, đặc biệt cần xây dựng các hệ thống xử lý khí thải và nƣớc thải trƣớc khi thải ra môi trƣờng, đảm bảo phát triển bền vững.
Tăng cƣờng công tác quản lý và giám sát hoạt động làng nghề, giảm thiểu ơ nhiễm mơi trƣờng.
Hình thành và phát triển quỹ hỗ trợ cho làng nghề để trợ giúp một số những cơ sở sản xuất trang bị hoặc thay đổi những trang thiết bị sản xuất lạc hậu để từ đó giảm những tác động xấu đến mơi trƣờng.
Nghiên cứu đã góp phần đánh giá về tác hại của ô nhiễm KLN trong môi trƣờng sinh thái đất, nƣớc của làng nghề xã Thanh Thùy. Cung cấp thêm bản số liệu về sự tích lũy KLN trong đất, nƣớc, sự tƣơng quan giữa giá trị pH đất và sự tích lũy của KLN As, Pb, Cd trong rau cải canh. Tạo điều kiện thuận lợi cho các nghiên cứu sau này về KLN trong môi trƣờng đất, nƣớc.
TÀI LIỆU THAM KHẢO Tài liệu Tiếng Việt
1. Đỗ Mai Ái, Mai Trọng Nhuận, Nguyễn Khắc Vinh (2008), Một số đặc điểm phân
bố arsen trong tự nhiên và vấn đề ô nhiễm arsen trong môi trường ở Việt Nam,
Trung tâm thông tin lƣu trữ Địa chất, tr. 5 - 20.
2. Bùi Thị Kim Anh (2011), Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ơ nhiêm Asen trong đất vùng khai thác khống sản, Luận án Tiến sĩ, Trƣờng Đại học
Khoa học Tự nhiên, Hà Nội.
3. Nguyễn Thị Ngọc Ẩn, Dƣơng Thị Bích Huệ (2007), “Hiện trạng ơ nhiễm kim loại nặng trong rau xanh ở ngoại ô tp.HCM”, Tạp chí Phát triển KH&CN, tập 10, số 01/2007, tr. 46 – 52.
4. Lê Huy Bá (2000), Giáo trình Độc học Mơi trường, NXB Đại học Quốc gia TP HCM.
5. Đặng Kim Chi (2005), Làng nghề Việt Nam và môi trường, NXB Khoa học và