1.4. Tình hình nghiên cứu, cải tạo môi trường đất sau khai thác khoáng sản trên Thế giới và ở Việt Nam
1.4.1. Tình hình nghiên cứu, cải tạo môi trường đất sau khai thác khoáng sản trên Thế giới
1.4.1. Tình hình nghiên cứu, cải tạo môi trường đất sau khai thác khoáng sản trên Thế giới
1.4.1.1. Khái quát các phương pháp cải tạo đất sau khai thác khoáng sản a, Các phương pháp xử lý ô nhiễm kim loại nặng
• Phương pháp đào và chuyển chỗ (Dig and Haul)
Đào và chuyển chỗ là phương pháp xử lý chuyển chỗ (ex-situ) đất nhằm di chuyển các chất độc hại đến một nơi khác an toàn hơn. Với phương pháp này, các chất ô nhiễm không được loại bỏ khỏi đất ô nhiễm mà đơn giản chỉ là đào lên và
chuyển đất ô nhiễm đi chỗ khác với hy vọng là không bị ô nhiễm ở những nơi cần thiết (Barceló and Poschenrider, 2003).
• Phương pháp cố định hoặc cô đặc (Stabilization/Solidification)
Cố định hoặc cô đặc chất ô nhiễm có thể là phương pháp xử lý tại chỗ hoặc chuyển chỗ. Phương pháp này liên quan đến hỗn hợp các chất đặc trưng được thêm vào đất, hoặc là các thuốc thử, các chất phản ứng với đất ô nhiễm để làm giảm tính linh động và hoà tan của các chất ô nhiễm (Dary et.al., 2010).
• Phương pháp thuỷ tinh hoá (Vitrification)
Phương pháp thuỷ tinh hoá là quá trình xử lý bởi nhiệt, có thể được sử dụng để xử lý đất tại chỗ hay chuyển chỗ. Đây là quá trình chuyển chất ô nhiễm thành dạng thuỷ tinh cố định (Stable glassy form). Hiện nay phương pháp này được sử dụng khá rộng rãi nhưng chỉ được áp dụng trên diện tích nhỏ, chi phí giá thành cao, yêu cầu kỹ thuật hiện đại nên người ta cần tìm kiếm những phương pháp khác có hiệu quả kinh tế cao hơn, thân thiện hơn với môi trường (Bergeron et.al., 2008).
• Phương pháp rửa đất (Soil washing)
Rửa đất là công nghệ xử lý đất chuyển vị (ex-Situ treatment technology), có thể được sử dụng để xử lý đất ô nhiễm KLN. Quá trình này dựa vào cơ chế hút và tách vật lý để loại bỏ chất ô nhiễm ra khỏi đất (Richard et.al., 1981). Quá trình vật lý loại bỏ những hạt kim loại có kích thước lớn và vận chuyển các chất ô nhiễm vào pha lỏng.
Dung dịch làm sạch đất có thể trung tính hoặc chứa các yếu tố hoạt tính bề mặt. Các chất thường dùng trong các dung dịch làm sạch đất là HCl, EDTA, HNO3 và CaCl2. Quá trình này sẽ làm giảm hàm lượng kim loại trong đất và tạo ra một dịch lỏng với hàm lượng kim loại cao và tiếp tục xử lý (Jennifer et.al., 2002).
b, Các phương pháp sinh học
• Phương pháp ủ thành đống
Phương pháp này thường sử dụng để xử lý đất ô nhiễm chất hữu cơ. Nguyên tắc cơ bản của phương pháp là phân hủy chất ô nhiễm bằng cách ủ đống nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho việc phân giải hảo khí tự nhiên. Nếu muốn gia tăng quá trình hoạt động của vi sinh vật cần kiểm soát 3 yếu tố là không khí, nước và chất dinh dưỡng (thức ăn cho vi sinh vật). Nguồn vi sinh vật chủ yếu là vi sinh vật bản địa,
cũng có thể thêm các vi sinh vật ngoại lai có chọn lọc (Abhilash et al., 2015). Có các kiểu ủ đống như sau:
- Ủ thành phân (composting):
Đất đào lên được rải thành luống hay đánh đống đều đặn với chu vi mỗi đống ủ vài mét, cao khoảng 1 m. Đất được để ở dạng tự nhiên không nén chặt nhằm đảm bảo tính thông khí để thúc đẩy quá trình phân hủy thường trộn thêm vào đất một chất hữu cơ thô nhằm giúp môi trường thông thoáng, đồng thời cung cấp thêm chất dinh dưỡng cần thiết cho vi sinh vật.
- Làm đất theo canh tác nông nghiệp (land farming):
Các vật liệu ô nhiễm được xử lý như làm đất nông nghiệp nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho việc phân hủy chất ô nhiễm. Trước hết, đất ô nhiễm được rải đều trên một mặt phẳng lớn thành lớp dày khoảng vài chục cm, để tránh nguy cơ ô nhiễm cho khu vực xử lý công việc này thường được tiến hành trên bề mặt không thấm ở vùng ngoại ô, trong khu công nghiệp hay ở những bãi có bề mặt đã được trải nhựa.
- Cải tạo đất bằng cây trồng (culture):
Khu đất sau khai thác được làm đất bằng phẳng, bón phân, tưới nước và trồng các loại cây lâm nghiệp, nông nghiệp có khả năng hấp phụ chất thải độc hoặc tạo sinh khối hữu cơ cải tạo đất. Sau vài năm đất sẽ có độ màu mỡ (các chất dinh dưỡng) để trở thành đất nông nghiệp (đất hoàn thổ). Đây là phương pháp quan trọng và khả thi nhất hiện đã và đang được áp dụng cho các khu vực đất sau khai thác khoáng sản trên Thế giới và ở Việt nam.
- Phương pháp gò sinh học (biopile):
Đây là phương pháp được dùng để xử lý đất ô nhiễm các chất bay hơi hoặc do quy định của luật pháp khu vực hay quốc gia cấm xử lý ô nhiễm ngoài trời.
Quá trình xử lý cần bố trí thiết bị giám sát chặt chẽ các thông số hoạt động của đống ủ như nhiệt độ, độ ẩm, pH...cũng như hàm lượng khí ô nhiễm ở môi trường xung quanh. Mẫu đất cũng được lấy thường xuyên để kiểm tra hàm lượng chất đinh dưỡng và nồng độ chất ô nhiễm (Kelepertzis, 2014).
• Xử lý tại chỗ trên quy mô hẹp "in situ"
Xử lý sinh học trong quy mô hẹp thường được ứng dụng cho việc xử lý chất ô nhiễm dưới các vật kiến trúc, ô nhiễm ở các tầng sâu hàng chục mét, ô nhiễm
cácbua hydro đã mở rộng theo chiều ngang... Trong trường hợp này, chất ô nhiễm đã ngấm theo trọng lực xuống sâu thậm chí là đến nước ngầm, sau đó tiếp tục lan rộng trên quy mô lớn. Để khống chế được hoàn toàn quá trình sinh học xảy ra ở các lớp đất sâu cần nắm vững hoạt động của khu hệ vi sinh vật và hệ thống thủy văn của khu vực (Dary et.al., 2010).
• Quạt sinh học (bioventing) và tạo bọt sinh học (bioparging)
Đây là phương pháp xử lý trên quy mô hẹp kết hợp giữa phá hủy ô nhiễm bằng sinh học và quạt. Kỹ thuật quạt sinh học là thực hiện hiếu khí cưỡng bức trong đất không bão hòa phía trên mực nước ngầm. Trong kỹ thuật tạo bọt sinh học người ta bơm trực tiếp không khí vào lớp nước ngầm (Dary et.al., 2010).
• Rào chắn sinh học và bình phong sinh học
Kỹ thuật này được sử dụng để xử lý nước ngầm trên quy mô hẹp "in situ".
Người ta tạo ra ở phía hạ lưu trên đường đi của nước ngầm một vùng nhiều vi sinh vật phù hợp với chất ô nhiễm cần xử lý. Theo dòng nước ngầm, chất ô nhiễm bị phá hủy khi vượt qua sinh khối vi sinh vật. Thông thường sử dụng giống vi sinh vật bản địa. Vùng hoạt động mạnh của vi sinh vật sẽ tạo thành một rào chắn sinh học (Nguyễn Minh Hưng, 2019).
1.4.1.2. Tình hình nghiên cứu, cải tạo môi trường đất sau khai thác khoáng sản Ở các nước có ngành công nghiệp khai thác mỏ phát triển như ở Anh, Thụy Điển, Australia, … và một số nước khác trong khu vực như Malaysia, Indonesia vấn đề hoàn thổ phục hồi môi trường đã trở thành một quy chế bắt buộc. Trước khi tiến hành các hoạt động khai thác, chủ mỏ bắt buộc phải lập kế hoạch hoàn thổ phục hồi môi trường hay ký quỹ môi trường. Kế hoạch này như một bộ phận không thể tách rời của kế hoạch khai thác mỏ. Trong kế hoạch hoàn thổ phục hồi môi trường những vấn đề như: hướng sử dụng đất sau khai thác, quy trình công nghệ hoàn thổ, tiến độ thực hiện và kinh phí được đề cập rất chi tiết với những hướng dẫn rất cụ thể và khoa học. Việc lưu giữ các mẫu đất đá và giống cây nguyên thủy cũng được thực hiện rất cẩn thận để phục vụ cho việc hoàn thổ phục hồi môi trường nhiều năm sau (Chaney et al., 1997).
Hoạt động khai thác khoáng sản đã phát triển mạnh từ thập kỷ trước ở nhiều quốc gia giàu tài nguyên như Nga, Mỹ, Australia, Campuchia, Indonesia,
Phillipines, Trung Quốc, Ấn Độ, ... nhằm đáp ứng nhu cầu ngày càng gia tăng nguyên liệu khoáng của thế giới như quặng sắt, chì, kẽm, thiếc, than đá, đồng và các loại khoáng sản khác,... Ngành khai thác khoáng sản là ngành sử dụng diện tích đất rất lớn, mặt khác đa số các mỏ đều nằm dưới những cánh rừng và thủy vực có chức năng tạo sinh kế cho người dân. Hoạt động khai thác khoáng sản dẫn đến suy thoái tài nguyên đất, tài nguyên rừng, tài nguyên nước,... là rất lớn. Tổ chức Bảo vệ môi trường Green Cross của Thụy Sĩ và Viện Blacksmith của Mỹ đã công bố kết quả nghiên cứu và đưa ra 10 nguyên nhân ô nhiễm môi trường gây tác hại nghiêm trọng nhất trên thế giới, trong đó có 2 nguyên nhân gây ô nhiễm thoái hóa môi trường đất có liên quan đến khai khoáng.
- Khai thác vàng thủ công: Với phương tiện đơn giản nhất như quặng vàng trộn lẫn với thủy ngân, hỗn hợp này sẽ được nung chảy, thủy ngân bốc hơi, chất còn lại là vàng. Hậu quả, người khai thác hít khí độc, còn chất thải thủy ngân gây ô nhiễm, môi trường đất từ đó tích tụ trong cây cối, động vật và từ đó lan sang chuỗi thực phẩm.
- Khai khoáng công nghiệp: Khó khăn lớn nhất là xử lý chất thải dưới dạng đất đá và bùn. Chất thải này có thể có các hóa chất độc hại mà người ta sử dụng để tách quặng khỏi đất đá. Chất thải ở các mỏ thường có các hợp chất sulfid-kim loại, chúng có thể tạo thành axít, với khối lượng lớn chúng có thể gây hại đối với đồng ruộng và nguồn nước ở xung quanh. Bùn từ các khu mỏ chảy ra sông suối có thể gây ùn tắc dòng chảy từ đó gây lũ lụt (Chantachon et.al., 2003).
Trong những năm gần đây, người ta quan tâm rất nhiều về công nghệ sử dụng thực vật để xử lý môi trường, trong đó có xử lý ô nhiễm kim loại nặng và các chất nguy hại khác trong đất (Chibuike and Obiora, 2014). Nhiều nhà khoa học đặc biệt là ở Mỹ và châu Âu đã có rất nhiều đề tài nghiên cứu cơ bản và ứng dụng công nghệ này như một công nghệ mang tính chất thương mại. Công nghệ này có ưu điểm là chi phí đầu tư thấp, dễ thực hiện, an toàn và thân thiện với môi trường. Năm 1998, Cục môi trường châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả kinh tế của các phương pháp xử lý kim loại nặng trong đất bằng phương pháp truyền thống và phương pháp sử dụng thực vật tại 1.400.000 vị trí bị ô nhiễm ở Tây Âu. Kết quả cho thấy chi phí trung bình của phương pháp truyền thống trên 1 ha đất từ 0,27 đến 1,6 triệu USD, trong
khi phương pháp sử dụng thực vật chi phí thấp hơn 10 đến 1.000 lần (Đặng Văn Minh và cs., 2011).
Trong thực tế, công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật đòi hỏi phải đáp ứng một số điều kiện cơ bản như dễ trồng, có khả năng vận chuyển các chất ô nhiễm từ đất lên thân nhanh, chống chịu được với nồng độ các chất ô nhiễm cao và cho sinh khối nhanh. Tuy nhiên, hầu hết các loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao là những loài phát triển chậm và có sinh khối thấp, trong khi các thực vật cho sinh khối nhanh thường rất nhạy cảm với môi trường có nồng độ kim loại cao.
Xử lý kim loại nặng trong đất bằng thực vật có thể thực hiện bằng nhiều phương pháp khác nhau phụ thuộc vào từng cơ chế loại bỏ các kim loại nặng như:
- Phương pháp làm giảm nồng độ kim loại trong đất bằng cách trồng các loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại cao trong thân. Các loài thực vật này phải kết hợp được 2 yếu tố là có thể tích luỹ kim loại trong thân và cho sinh khối cao. Có rất nhiều loài đáp ứng được điều kiện thứ nhất (Bảng 1.5), nhưng không đáp ứng được điều kiện thứ hai.
Vì vậy, các loài có khả năng tích luỹ thấp nhưng cho sinh khối cao cũng rất cần thiết. Khi thu hoạch các loài thực vật này thì các chất ô nhiễm cũng được loại bỏ ra khỏi đất và các kim loại quý hiếm như Ni, Ti, Au,... có thể được chiết tách ra khỏi cây.
- Phương pháp sử dụng thực vật để cố định kim loại trong đất hoặc bùn bởi sự hấp thụ của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm giảm khả năng linh động của kim loại, ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại khuếch tán vào trong các chuỗi thức ăn.
Ngày nay, trên 450 loài thực vật có khả năng hấp thu cao kim loại đã được công bố. Các họ thực vật “siêu hấp thụ” là Asteraceae, Brassicaceae, Caryopyllaceae, Cyperaceae, Conouniaceae, Fabaceae, Flacuortiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae và Euphobiaceae. Bên cạnh đó những công trình nghiên cứu nhằm tạo ra những loài thực vật vừa có khả năng tích tụ kim loại cao lại vừa cho năng suất sinh học cao để dùng trong công nghệ xử lý sinh học cũng ngày càng phát triển. Số lượng công trình nghiên cứu về thực vật có khả năng chiết rút kim loại từ đất (Phytoextraction), cố định kim loại (Phytostabilisation), hoá hơi
(Phytovolatilization) hay lọc kim loại bằng bộ rễ (Rhizofiltration) để sử dụng trong xử lý môi trường ô nhiễm khá phong phú (Lombi et.al., 2001).
Bảng 1.5. Một số loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao
Tên loài
Kim loại tích luỹ trong thân (g/g P khô)
Tác giả và năm công bố
Arabidopsis halleri 13.600 Zn Ernst, 1968
Thlaspi caerulescens 10.300 Zn Ernst, 1982
Thlaspi caerulescens 12.000 Cd Madico và cs, 1992 Thlaspi rotundifolium 8.200 Pb Reeves & Brooks, 1983
Minuartia verna 11.000 Pb Ernst, 1974
Thlaspi geosingiense 12.000 Ni Reeves & Brooks, 1983 Alyssum bertholonii 13.400 Ni Brooks & Radford,1978 Alyssum pintodasilvae 9.000 Ni Brooks & Radford,1978
Berkheya codii 11.600 Ni Brooks,1978
Psychotria douarrei 47.500 Ni Baker và cs, 1985
Miconia lutescens 6.800 Al Bech và cs, 1997
Melastomamalabathricum 10.000 Al Watanabe và cs, 1998 (Nguồn: Brooks ed., 1998) Cho đến nay, việc sử dụng thực vật để xử lý các chất ô nhiễm đã được ứng dụng ở nhiều nơi và áp dụng cho nhiều loại chất ô nhiễm (Chibuike et al., 2016).
Nghiên cứu cho thấy, các loài thực vật khác nhau có khả năng hấp thu KLN khác nhau. Cây Thlaspi caerulescens sinh trưởng trong 391 ngày đã loại bỏ hơn 8mg Cd/kg đất và 200mg Zn/kg đất tương ứng với 43 % Cd và 7 % Zn trong đất bị ô nhiễm. Theo Diels và cộng sự (1999), loài dương xỉ Pteris 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 đất (As > 1.500ppm) và chỉ bị độc ở nồng độ 22.630ppm qua 6 tuần. Theo các nhà khoa học Mỹ, Pteris vittata L. có thể chứa tới 22g As/kg lá. Họ cũng đã chứng minh rằng trong vòng 24 giờ, loài dương xỉ này giảm mức As trong nước từ 200àg/l xuống gần 100 lần.
Theo nghiên cứu của Avílio và cs. (1997), các loài cây họ đậu rhizobia hoặc bradyrhizobia cung cấp khoảng 12 tấn hữu cơ khô và 190 kgN/ha/năm. Các thí nghiệm với các loài cây bản địa và cây họ đậu đã thành công trong việc cải tạo đất, khu vực khai thác mỏ lộ thiên và dư lượng axit từ khai thác bauxite mà không cần bổ sung các chất hữu cơ. Tuy nhiên, cần bổ sung phosphate, thạch cao, vi chất dinh dưỡng và kali.
Trong những năm gần đây các nhà khoa học Trung Quốc đã tiến hành một dự án thử nghiệm đầu tiên trên thế giới là trồng cây để thu gom As độc hại trong đất.
Theo Chen Toongbin thuộc Viện khoa học địa lý và Tài nguyên thì dự án trên được thực hiện 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., một loại dương xỉ có thể hấp thu được 10 % As từ đất trong vòng 1 năm. Các nhà khoa học Trung Quốc đã dần dần hoàn thiện kỹ thuật trồng cây dương xỉ (Pteris vittata L.) và vetiver để “hút” các nguyên tố kim loại nặng trong đất như thạch tín, đồng, kẽm… 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 quá trình khai khoáng gây nên (Shu et.al., 2002).
Một số nghiên cứu cho thấy rằng thực vật có sinh khối cao mà trồng trong môi trường đất bị ô nhiễm và có pH thấp thì khả năng hấp thu kim loại nặng tăng nhưng sinh khối thực vật giảm đáng kể. Một số chất tạo phức có thể tăng mức độ linh động của kim loại nặng và nâng cao hiệu quả hấp thu của thực vật (Srivastava et.al., 2016; Yulin et.al., 2018).
Một trong những mục tiêu của công tác hoàn thổ là lập lại thảm thực vật nhằm làm cho khu vực ổn định, bền vững và có thể ngăn ngừa, kiểm soát được xói mòn. Với những đặc trưng sinh lý và hình thái độc đáo, cỏ vetiver (Vetiveria zizanioides L.) được sử dụng rất hiệu quả không chỉ để kiểm soát xói mòn mà còn là loài có khả năng chống chịu cao đối với những loại đất bị ô nhiễm kim loại nặng.
Nhiều nghiên cứu cho thấy, loài cỏ này có thể phát triển tốt trên nhiều loại đất khác nhau, thậm chí cả trong điều kiện môi trường đất khắc nghiệt: rất chua, kiềm, hàm lượng Mn và Al di động cao. Vì vậy, cỏ vetiver đã được sử dụng rất thành công trong phục hồi và cải tạo đất vùng mỏ như: mỏ than, vàng, bentonit, bôxit ở