3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu
1.2.4.Phương pháp xử lý thực vật sau khi tích lũy chất ô nhiễm
Sinh khối thực vật chứa kim loại nặng là nguồn ô nhiễm cần ñược quản lý. Sau một thời gian trồng trọt nhất ñịnh (vài tháng hoặc vài năm), những thực vật sử dụng theo phương pháp này sẽ ñược phân tích hàm lượng kim loại, nếu ñạt yêu cầu, cây trồng sẽñược thu hoạch ñểñem thiêu
ñốt hoặc ủ ñể phục hồi kim loại. Các phương pháp phổ biến hiện nay sử
dụng ñể xử lý sinh khối gồm có:
- Ủ hoặc ñóng rắn sinh khối: phương pháp này làm giảm lượng lớn sinh khối của thực vật. Sau khi thực vật ñược xử lý có thể mang ñến bãi chôn lấp tập trung (Raskin và cs, 2000) [84].
- Đốt cháy và khí hóa: Đây là phương pháp rất có ý nghĩa trong việc tạo nguồn năng lượng nhiệt và ñiện, giúp cho phương pháp xử lý bằng thực vật có hiệu quả và kinh tế (Cunningham và cs, 1995) [67].
1.2.5. Ưu ñiểm và hạn chế của biện pháp sử dụng thực vật xử lý kim loại nặng trong ñất
1.2.5.1. Ưu ñiểm
- Tính khả thi cao: Nồng ñộ các kim loại tồn tại trong môi trường ô nhiễm thường rất thấp nên việc tách chiết bằng các phương pháp hóa lý rất phức tạp và tốn kém. Mặt khác, ô nhiễm kim loại nặng thường diễn ra trên quy mô rộng, khối lượng vật chất lớn nên chỉ có thực vật mới có khả năng bao quát còn các công nghệ khác không thể thực hiện ñược.
- Thân thiện với môi trường: Cây trồng không chỉ lấy ñi từ môi trường một lượng lớn các kim loại mà chúng còn làm sạch bầu không khí nhờ quá trình quang hợp và hấp thu các khí ñộc. Bộ rễ của cây bám chặt vào ñất hạn chế hiện tượng xói mòn và sự lan truyền của các chất ô nhiễm. Tán cây là lá chắn bụi, che nắng, mưa hiệu quả. Môi trường xung quanh cây trồng phù hợp cho sự sinh trưởng và phát triển của nhiều loài sinh vật khác, nhất là các loại vi sinh vật.
- Tái sử dụng sinh khối: Có thể tận thu các sản phẩm từ cây trồng sau và trong quá trình xử lý. Từ sinh khối của cây có thể tạo ra nguồn phân bón “vi lượng”, nguồn nhiên liệu sinh học (củi ñun, khí mêtan), tro của chúng có thể là nguồn nguyên liệu cung cấp các khoáng chất.
- Tính ưu việt so với các phương pháp hóa - lý: Công nghệ hóa lý xử
lý ñất ô nhiễm làm giảm khả năng ứng dụng của ñất vì trong quá trình xử lý bên cạnh những chất ô nhiễm chúng còn ảnh hưởng xấu tới hoạt tính sinh học của ñất. Ví dụ, chúng phá vỡ hệ sinh thái và làm mất ñi hệ vi sinh vật cộng sinh của rễ cây như vi sinh vật cố ñịnh nitơ, nấm cộng sinh, các loại nấm và cả hệ ñộng vật ñất. Công nghệ xử lý chất ô nhiễm bằng thực vật tiến hành ngay tại chỗ ô nhiễm (hoặc có thể chuyển chỗ) và không cần thêm diện tích. Như vậy, công nghệ này giảm thiểu ñược mức ñộ xáo trộn
ñất, giảm mức ñộ phát tán ô nhiễm thông qua không khí và nước, ñồng thời
ñất sau khi xử lý có thể dùng ñể canh tác với các mục ñích khác nhau. - Giá thành công nghệ thấp: Đây là ưu ñiểm lớn nhất của công nghệ
thực vật xử lý ô nhiễm nên nó ñặc biệt phù hợp với các nước ñang phát triển. Ví dụ: khi làm sạch 1 arce ñất cát pha với chất ô nhiễm ở ñộ sâu 50 cm bằng thực vật, ước tính khoảng 60 000 - 100 000 USD, trong khi xử lý theo phương pháp ñào và chuyển chỗ thông thường mất 400 000 USD.
Năm 1998, Cục Môi trường châu Âu (EEA) ñánh giá hiệu quả của phương pháp xử lý kim loại nặng trong ñất bằng phương pháp truyền thống
và phương pháp sử dụng thực vật tại 1 400 000 vị trí ô nhiễm ở Tây Âu, kết quả cho thấy, chi phí trung bình của phương pháp truyền thống trên 1 ha
ñất từ 0,27 - 1,6 triệu USD, trong khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn từ 10 - 1000 tấn (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2010) [33].
1.2.5.2. Hạn chế[33]
- Xử lý chậm hơn phương pháp hóa lý, vì vậy phải mất thời gian dài. Thực vật xử lý một lượng nhỏ chất ô nhiễm qua mỗi mùa trồng, do ñó nó có thể mất nhiều thập kỷ mới có thể làm sạch ô nhiễm và chất ô nhiễm vẫn không ñược xử lý hoàn toàn.
- Các yếu tố vật lý và hóa học như kết cấu ñất, pH, ñộ mặn, nồng ñộ
chất ô nhiễm và sự hiện diện của các chất ñộc sẽ ảnh hưởng ñến khả năng sinh trưởng, phát triển của các loài siêu tích tụ. Các nhà khoa học cho rằng, chỉ có những vùng ñất bị ô nhiễm nhẹ mới sử dụng ñược phương pháp này, vì hầu hết các loài thực vật không thể sinh trưởng trong ñiều kiện môi trường ô nhiễm nặng.
- Kim loại nặng trong ñất có thể bị kết tủa, kết hợp chặt chẽ vào trong các khoáng chất trong ñất, trong các sinh vật ñất hoặc trong nền ñất. Trong môi trường pH cao, kim loại nặng khó có thể tiếp xúc sinh học. Hơn nữa, khả năng tự do của kim loại nặng có thể cũng bị giới hạn bởi ñộng học của quá trình khuếch tán.
- Chất ô nhiễm hòa tan trong nước có thể thấm ra ngoài vùng rễ và phụ
thuộc vào yếu tố ngăn chặn.
- Thực vật dùng ñể xử lý kim loại nặng thường bị giới hạn về chiều dài rễ. Chất ô nhiễm ở ñộ sâu từ 5m trở lại là thích hợp ñối với công nghệ thực vật xử lý.
- Sử dụng các loài thực vật nhập nội có thể ảnh hưởng ñến sựña dạng của sinh vật.
- Sự tiêu thụ thực vật sau khi xử lý cũng cần phải quan tâm. Sinh khối thực vật thu hoạch từ quá trình xử lý chất ñộc có thểñược xếp vào loại chất thải nguy hại, vì vậy vấn ñề cần phải tiêu thụ và xử lý thích hợp.
- Khí hậu không thuận lợi cũng là vấn ñề ñược chú ý, vì thực vật phát triển chậm và sinh khối thấp dẫn ñến hiệu quả xử lý thấp (trích theo Lê Văn Khoa và cs, 2010) [33].
Nói chung, lợi ích và hạn chế của công nghệ này phải ñược ñánh giá
nhất. Vì vậy, việc kết hợp các cơ chế khác nhau của công nghệ thực vật xử (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
lý ô nhiễm ñược cho là có tính khả thi nhất ñối với các vùng bị ô nhiễm.
1.2.6. Một số kết quả nghiên cứu sử dụng thực vật ñể xử lý ñất ô nhiễm kim loại nặng trên thế giới và Việt Nam
Thực chất từ sau những năm 70 của thế kỷ XX, các nhà khoa học trên thế giới ñã bắt ñầu nghiên cứu việc sử dụng thực vật có khả năng hấp thụ
kim loại cao (Hyperaccumulater) ñể xử lý những vùng ñất bị ô nhiễm, ñặc biệt ở những vùng khai khoáng với việc thải bỏ lượng lớn các kim loại nặng gây ô nhiễm môi trường. Những thực vật này chịu ñựng ñược nồng ñộ
kim loại cao hơn 10 - 100 lần so với các cây trồng nông nghiệp (Marcus Jopony và Felix Tongkul, 2002) [78].
Đến nay, nghiên cứu cho thấy có khoảng 400 loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng thuộc các họ: Asteraceae, Brassicaceae, Caryophyllaceae, Cyperaceae, Cunouniaceae, Fabaceae, Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae và Euphobiaceae. Trong ñó, họ Cải (Brassicaceae) có số lượng lớn nhất gồm 11 giống và 87 loài. Có 7 giống, 72 loài hấp thụ Ni và 3 giống, 20 loài hấp thụ Zn. Các loài thuộc chi Thlaspi
thường hấp thụ nhiều hơn một kim loại nặng. Ví dụ: T. caerlescence hấp thụ Cd, Ni, Pb, Zn; T.geosingense và T. ochroleucum hấp thụ Ni và Zn.
T. rotundifolium hấp thụ Ni, Pb, Zn (Jeanna R. Henry, 2000; Neil Willey, 2009; Norman Terry và cs, 2000; Salt và cs, 1995) [72], [80], [82], [92].
Theo Salt và cộng sự (1998), số loài cây có khả năng hấp thụ kim loại nặng cao ñược phát hiện là 397 loài, bao gồm 41 họ khác nhau [93].
Marcus Jopony and Felix Tongkul (2002) cho biết có khoảng 420 loài thực vật có khả năng thu nhận kim loại cao, trong ñó ở Đông Nam Á có khoảng 20 loài, ở Malaysia có Rinorea bengalensis hấp thụ Ni rất mạnh (khoảng 1,2%), Dichapetalum gelonioides hấp thu mạnh cả Zn và Ni [78].
Nghiên cứu cho thấy, các loài thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng khác nhau và sự phân bố kim loại nặng trong các phần của cây cũng khác nhau. Ở cùng một nồng ñộ Pb 500 µg/ml, hướng dương tích lũy Pb vào rễ là 4391 µgPb/g sinh khối khô (SKK), lớn hơn bìm bìm (1020 µgPb/g SKK) và tích lũy vào lá là 232 µgPb/g SKK, nhỏ hơn bìm bìm (686 µgPb/g SKK). Cây Thlaspi caerulescens sinh trưởng trong 391 ngày ñã loại bỏ hơn 8 mgCd/kg ñất và 200 mgZn/kg ñất tương ứng với 43% Cd và 7% Zn trong
ñất bị ô nhiễm (Lombi E., Zhao F. J. và cs, 2001) [77]. Theo Ma L. Q. và cộng sự, loài dương xỉPteris vittata L. có khả năng tích lũy 14 500 ppm As
mà chưa có triệu chứng tổn thương. Loài này sinh trưởng nhanh, có sức chống chịu cao với As trong ñất (As > 15 000 ppm) và chỉ bị ñộc ở nồng
ñộ 22 630 ppm qua 6 tuần. Theo các nhà khoa học Mỹ, Pteris vittata L. có thể chứa tới 22 g As/kg lá. Họ cũng ñã chứng minh rằng, trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này giảm mức As trong nước từ 200 µg/l xuống gần 100 lần [111].
Các nhà khoa học Trung Quốc ñã thực hiện dự án thử nghiệm trồng dương xỉPteris vittata L. ñể thu gom As ñộc hại trong ñất tại ba ñịa ñiểm ở
tỉnh Hồ Nam, Triết Giang và Quảng Đông. Mỗi ñịa ñiểm thử nghiệm có diện tích 1 ha ñược trồng 30 tấn hạt Pteris vittata L. Với kỹ thuật này, họ
hy vọng có thể giải quyết về cơ bản vấn ñề ô nhiễm kim loại nặng ở vùng hạ du của Trung Quốc do quá trình khai khoáng gây nên [111].
Ở nước ta, nghiên cứu khả năng hấp thụ kim loại nặng của thực vật ñể
xử lý ô nhiễm môi trường cũng ñã bắt ñầu ñược thực hiện. Kết quả cho thấy, cây hoa ngũ sắc (Lantana camara) có thể chịu ñược hàm lượng Pb trong ñất lên tới 10 000 ppm thậm chí 20 000 ppm [113]. Năm 2003, trong Báo cáo khoa học tại Hội nghị công nghệ sinh học toàn quốc, Nguyễn Quốc Thông, Đặng Đình Kim và các cộng sựñã khẳng ñịnh, cây cải xoong (Nasturtium officinale) có khả năng làm giảm 60 - 80% Cr và 70 - 80% Ni từ nước thải mạ ñiện có nồng ñộ Cr và Ni tương ứng là 58,39mg/l và 5,77mg/l. Trước ñó, năm 1999, những nhà nghiên cứu này cũng chứng minh khả năng tích tụ Cr, Ni, Zn của bèo tây trong xử lý nước thải công nghiệp [46], [46].
Nghiên cứu loại bỏ Cr và Ni trong nước ô nhiễm cũng ñược thử
nghiệm với cây cỏ Vetiver (Vetiveria zizanioides L.) và cây sậy (Phragmites australis) theo “phương pháp vùng rễ”, kết quả thu ñược cũng rất khả quan. Khi hàm lượng Cr và Ni thấp, hiệu suất xử lý có thể ñạt trên 70% với Ni và trên 90% với Cr6+ và Cr3+ (Trần Văn Tựa, Nguyễn Đức Thọ
và cs, 2007) [52].
Lê Đức, Nguyễn Xuân Huân và cộng sự (2005) khi nghiên cứu về khả
năng chống chịu kim loại nặng của cải xanh (Brassica juncea) cho thấy: Nồng ñộ gây ô nhiễm Pb cho ñất là 1300 ppm trở lên bắt ñầu có ảnh hưởng
ñến sinh trưởng của cải xanh [22].
Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy As của hai loài dương xỉ thu từ vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên, Bùi Thị Kim Anh, Đặng Đình Kim và cộng sự cho thấy, trong khoảng nồng ñộ mà cây chống chịu ñược, Pteris vittata
Loài Pityrogramma calomelanos tích lũy ñược lượng As trong thân lá và trong rễ tương ứng là 885 - 4034 ppm và 483 - 2256 ppm [5].
1.3. Một số ñặc ñiểm cơ bản của cỏ Vetiver và tình hình nghiên cứu sử dụng cỏ Vetiver cải tạo ñất ô nhiễm
1.3.1. Một số ñặc ñiểm cơ bản của cỏ Vetiver
1.3.1.1. Nguồn gốc và phân loại (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
Cỏ Vetiver có tên khoa học là Vetiveria zizanioides (L.) Nash, thuộc họ hòa thảo Poaceae, còn gọi là cỏ Hương bài hay Hương lau. Tên gọi Vetiver có nguồn gốc từ tiếng Tamil. Theo các nhà thực vật học thì cỏ
Vetiver là loài bản ñịa thuộc miền Bắc Ấn Độ, một số khác cho rằng cỏ này xuất xứ quanh Bombay nên người ta tạm kết luận là loài cỏ này sống ở
vùng nhiệt ñới và á nhiệt ñới trên những ñồng bằng Nam Ấn, Bangladesh và Myanmar. Có 12 giống cỏ Vetiver ñược biết ñến nhưng có hai loài ñã
ñược trồng ñể bảo vệ ñất là Vetiver zizanioides và Vetiveria nigritana. Giống cỏ sử dụng ở Việt Nam thuộc dòng Nam Ấn Độ (loài Vetiver zizanioides) và thường gọi là cỏ Vetiver (Paul Truong và cs, 2006) [51].
1.3.1.2. Đặc ñiểm hình thái
Về mặt hình thái, cỏ Vetiver rất giống như một bụi cỏ sả to, thân xếp vào nhau tạo thành khóm dày ñặc, vững chắc, chiều cao có thể tới 3 m. Từ
gốc rễ mọc ra nhiều chồi ở các hướng, phần trên không phân nhánh, phần dưới ñẻ nhánh rất mạnh.
Thân lá mọc thẳng ñứng, cứng, chịu ñược ñiều kiện ngập lũ cao trung bình 1 - 1,5 m, khó phân biệt ñược thân và lá, phiến lá tương ñối cứng, lá dài từ 40 - 90 cm, rộng 4 - 10 mm, lá nhẵn, mép lá nhám (Mekonnen, 2000) [79].
Cỏ Vetiver không có căn hành, không bò lan, thân rễñan xen nhau và phát triển rất nhanh. Do ñó, hệ thống rễ không mọc trải rộng mà cắm thẳng vào sâu trong ñất, kể cả rễ chính, rễ thứ cấp, rễ dạng sợi (Mekonnen, 2000) [79].
Rễ cỏ dạng chùm, rất ñồ sộ, sau hai năm trồng rễ có thể cắm sâu 3 - 4 m rộng 2,5 m trên ñất tốt. Do có bộ rễ ăn sâu nên cỏ Vetiver chịu hạn rất khoẻ, có thể hút ẩm từ tầng ñất sâu bên dưới và xuyên qua các lớp ñất bị
lèn chặt qua ñó giảm bớt lượng nước thải thấm xuống sâu (Mekonnen, 2000) [79].
Phần lớn, các sợi rễ trong bộ rễ khổng lồ của nó lại rất nhỏ và mịn,
thuận lợi cho sự phát triển của vi khuẩn và nấm, là ñiều kiện cần thiết dễ
hấp thụ và phân huỷ các chất gây ô nhiễm (Mekonnen, 2000) [79].
Hoa cỏ Vetiver là hoa lưỡng tính, thường ñi thành từng cặp, mỗi cặp giống nhau về hình thái gồm một hoa có một cuống ngắn và một hoa không cuống, riêng phần cuối của cuống thì các hoa chụm ba.
Loài Vetiveria zizanioidesñược trồng phổ biến vì có ñặc ñiểm không tạo hạt, nhân giống chủ yếu bằng phương pháp vô tính nên không mọc tràn lan như một số loài cỏ dại khác(Trần Tân Văn, Truong P. N. V., 2006) [51], [103].
1.3.1.3. Đặc ñiểm sinh thái [51], [103]
Vetiver là giống cỏñiển hình của miền nhiệt ñới. Hiện nay chúng ñược trồng nhiều ở vùng nhiệt ñới và cận nhiệt ñới như châu Phi (Ethiopia, Nigeria...), châu Á (Trung Quốc, Ấn Độ, Malaysia, Philipin, Thái Lan, Việt Nam...), châu Úc, Trung và Nam Mĩ (Colombia)... Như vậy, cỏ
Vetiver phân bố rất rộng trên phạm vi toàn thế giới.
- Nhiệt ñộ: cỏ Vetiver sinh trưởng, phát triển thuận lợi ở khoảng nhiệt ñộ
trung bình là 18 - 250C.
- Ẩm ñộ: cỏ Vetiver cần lượng mưa khoảng 300 mm nhưng trên 700