Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiêm Asen trong đất vùng khai thác khoáng sản - Bùi Thị Kim Anh

Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiêm Asen trong đất vùng khai thác khoáng sản Bùi Thị Kim Anh Trường Đại học Khoa học Tự nhiên Luận án Tiến sĩ ngành: Môi trường đất và nước; Mã số: 62 85 02 05 Người hướng dẫn: GS.TS. Đặng Đình Kim, PGS.TS. Lê Đức Năm bảo vệ: 2011 Abstract: Nghiên cứu tổng quan về Asen, hàm lượng Asen trong một số thành phần của tự nhiên. Tìm hiểu tình hình ô nhiễm Asen trong đất; các phương pháp xử lý Asen trong đất; công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm kim loại nặng (KLN) trong đất và biện pháp nâng cao khả năng xử lý ô nhiễm KLN của thực vật. Tuyển chọn được các loài dương xỉ bản địa có khả năng siêu tích lũy Asen. Xác định được một số yếu tố môi trường làm tăng khả năng xử lý Asen trong đất của những loài dương xỉ chọn lọc. Đề xuất được quy trình công nghệ và xây dựng được mô hình trình diễn sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất vùng khai thác mỏ. Keywords: Thực vật; Xử lý ô nhiễm; Khoáng sản; Ô nhiễm môi trường; Ô nhiễm Asen Content MỞ ĐẦU 1. Tính cấp thiết của đề tài Môi trường bị ô nhiễm do các hoạt động khai khoáng và tuyển quặng đã được nhiều nhà khoa học trên thế giới đặc biệt quan tâm nghiên cứu. Hàm lượng Asen (As) bị ô nhiễm ở mức đáng lo ngại ở nhiều vùng khai thác khoáng sản trên thế giới và Việt Nam. Các tác giả đã chỉ ra những rủi ro có thể xảy ra đối với con người cũng như mức độ tích tụ As trong các sản phẩm nông nghiệp quan trọng như lúa, gạo. Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại với môi trường sống do khai thác mỏ gây ra thật phức tạp và kinh phí cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết vấn đề này còn gặp rất nhiều khó khăn. Hiện nay, công nghệ sử dụng thực vật được đánh giá là thích hợp nhất cho xử lý ô nhiễm kim loại nặng (KLN) trong đất do giá thành thấp, vận hành đơn giản và thân thiện với môi trường. Các nhà khoa học đã phát hiện ra một số nhóm thực vật có khả năng tích luỹ rất nhiều KLN trong cơ thể gọi là cây siêu tích luỹ (hyperaccumulators). 2 Trong quá trình nghiên cứu kĩ thuật xử lý ô nhiễm bằng thực vật, các nhà khoa học đã khám phá ra rất nhiều loài thực vật có khả năng hút As từ đất. Ví dụ, cỏ Agrostis capillaris L., cỏ Agrostis tenerrima Trin., dương xỉ Pteris vittata L. và cây gỗ nhỏ Sarcosphaera coronaria có khả năng tích luỹ As tương ứng là 100, 1000, 27000 và 7000 mg/kg sinh khối khô. Trong các loài thực vật siêu tích lũy As, nhiều nhà khoa học đã đặc biệt chú ý đến dương xỉ bởi nhiều nghiên cứu cho thấy loại thực vật này có khả năng chống chịu và tích lũy As cao. Đặc biệt loài dương xỉ Pteris vittata đã được các tác giả chứng minh là loài siêu tích lũy As. Ngoài ra, một vài loài dương xỉ khác cũng được chú ý là Pteris nervosa, Pteris cretica, P. longifolia L., P. umbrosa L., P. argyraea L., P. quadriaurita L., P. ryiunkensis L., P. biaurita. Đề tài “Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiễm As trong đất vùng khai thác khoáng sản” nhằm góp phần tìm ra giải pháp xử lý As bằng dương xỉ hiệu quả và khoa học, làm cơ sở cho việc ứng dụng công nghệ thực vật vào xử lý ô nhiễm ở Việt Nam. 2. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án - Luận án góp phần đánh giá mức độ ô nhiễm As trong đất sau khai thác khoáng sản và nghiên cứu khả năng tích luỹ As của một số loài thực vật bản địa ở bốn vùng khai thác mỏ đặc trưng của tỉnh Thái Nguyên. - Luận án đi sâu nghiên cứu đánh giá khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất của hai loài dương xỉ bản địa Pteris vittata (P.vittata) và Pityrogramma calomelanos (P.calomelanos) thu được từ vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên một cách hệ thống và toàn diện. - Nghiên cứu đề xuất được quy trình công nghệ sử dụng dương xỉ để xử lý đất bị ô nhiễm As. (Đây là một công nghệ thân thiện với môi trường, có chi phí thấp nhưng hiệu quả cao. Có thể nói, áp dụng công nghệ này là giải pháp tốt nhất đối với điều kiện của Việt Nam hiện nay. Quy trình này có thể được chuyển giao cho các địa phương có hoạt động khai thác và chế biến quặng). - Các kết quả nghiên cứu thu được sẽ làm cơ sở khoa học cho việc phát triển hơn nữa công nghệ sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm còn rất mới mẻ ở Việt Nam. 3. Mục tiêu của luận án + Tuyển chọn được các loài dương xỉ bản địa có khả năng siêu tích lũy As. + Xác định được một số yếu tố môi trường làm tăng khả năng xử lý As trong đất của những loài dương xỉ chọn lọc. + Đề xuất được quy trình công nghệ và xây dựng được mô hình trình diễn sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất vùng khai thác mỏ. 4. Những đóng góp mới của đề tài 3 - Lần đầu tiên, khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất của hai loài dương xỉ bản địa P.vittata và P.calomelanos được nghiên cứu một cách đầy đủ. (Cụ thể là, nghiên cứu khả năng chống chịu, tích lũy As và tác động của các yếu tố khác nhau lên hiệu quả xử lý As của chúng như phân bón, P, N, pH, EDTA, vi sinh vật...). - Lần đầu tiên xác định được gene mã hoá cho khả năng tích luỹ As của hai loài dương xỉ tuyển chọn. - Quy trình sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất lần đầu tiên được xây dựng và ứng dụng ở Việt Nam. (Đây cũng là lần đầu tiên dương xỉ được trồng trên vùng đất ô nhiễm As do khai thác mỏ với mục đích xử lý ô nhiễm As trong đất. Các kết quả thu được đã khẳng định được tính hiệu quả cao trong cải tạo đất ô nhiễm As của hai loài dương xỉ này). 5. Kết cấu luận án Luận án gồm 3 chương được trình bầy trong 126 trang, 26 bảng, 36 hình, 146 tài liệu tham khảo và 20 trang phụ lục. Chƣơng 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU 1. 1. Nghiên cứu tổng quan về Asen As là á kim trong nhóm V-A có khối lượng phân tử 74,9. Tuy vậy, nó vẫn được xem như là KLN vì các nhà độc tố học cho rằng, KLN là những kim loại và á kim có liên quan đến vấn đề ô nhiễm môi trường và có độc tính cao đối với cơ thể sống như Cd, Cu, Cr, Hg, Ni, Pb, Zn, As,.... As có thể gây độc với mức từ vài µg đến mg/l tùy thuộc vào từng loài sinh vật và mức độ tác động. Khi tác động, As có thể gây chết, ức chế sinh trưởng. Đối với thực vật, As ảnh hưởng đến quá trình quang hợp, ra hoa, kết quả, Ở những khu vực bị nhiễm độc As thường có rất ít sinh vật có thể sống được, vì vậy, có thể sử dụng những sinh vật này như những sinh vật chỉ thị. 1. 2. Tình hình ô nhiễm As trong đất mỏ ở Việt Nam Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác khoáng sản rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực tế đáng báo động cần sớm có giải pháp xử lí. Công đoạn nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng gây nên ô nhiễm kim loại vào đất, nước, không khí và vào cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim loại không chỉ xảy ra khi mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau khi mỏ ngưng hoạt động. Kết quả thăm dò địa chất đã phát hiện được khoảng 5000 mỏ và điểm quặng, trong đó mỏ khoáng sản kim loại là 90. Diện tích đất đã sử dụng trong khai thác thiếc là trên 300ha, trong khi đó diện tích được hoàn thổ chỉ là 55,8 ha, chiếm gần 20%. Tuy nhiên, đất đã được hoàn thổ thì chất lượng kém chưa đáp ứng cho việc canh tác. Theo kết quả phân tích đất trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương (Tuyên Quang) có hàm lượng As là 642mg/kg trong khi quy 4 chuẩn của Việt Nam cho đất dân sinh là 12 mg/kg (QCVN 03: 2008). Trước đó, Nguyễn Văn Bình và cs, 2000 khi nghiên cứu sự phân bố của As trong khu vực mỏ thiếc này cũng đã xác định sự có mặt của As trong các mẫu đất, nước, bùn thải ven suối cao hơn tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường. Một số tác giả, khi nghiên cứu hàm lượng của KLN tại một số vùng khai thác mỏ đặc trưng của Việt Nam cho rằng, hàm lượng As trong hầu hết các mẫu đất và trầm tích tại các mỏ nghiên cứu vượt QCVN 03:2008 cho đất dân sinh nhiều lần. 1.3. Sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm đất Tiềm năng của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật phụ thuộc vào mối quan hệ qua lại giữa đất, các chất ô nhiễm, vi sinh vật và thực vật. Những mối quan hệ phức tạp này bị ảnh hưởng rất nhiều bởi đặc điểm và sự hoạt động của thực vật, vi sinh vật vùng rễ, điều kiện khí hậu, đặc điểm của đất,.... Hình 1.3. Quá trình hút thu kim loại nặng của thực vật Trong những năm gần đây, người ta quan tâm rất nhiều về công nghệ sử dụng thực vật để xử lý môi trường. 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. Có 3 cách tiếp cận cơ bản nhất để xử lý ô nhiễm KLN trong đất là công nghệ cố định các chất ô nhiễm, chiết bằng thực vật và bay hơi qua lá cây. Hiện nay, người ta đã phát hiện được trên 450 loài “siêu hấp thụ kim loại” trên thế giới. Các loài thực vật ”siêu tích tụ” kim loại trong điều kiện bình thường có thể phát triển kém hơn các loài khác, nhưng trong điều kiện ô nhiễm kim loại chúng lại là loài “ưu thế”. Đây là phát hiện mang tính phương pháp luận quan trọng. Các nhà nghiên cứu về thực vật chống chịu kim loại đã tập trung vào khu hệ thực vật ở những địa bàn bị ô nhiễm kim loại. Đó là các khu mỏ, các khu khai khoáng và tuyển quặng hoặc những nơi chịu ảnh hưởng lâu ngày của các hoạt động liên quan đến kim loại. Chấ t ô nhiễ m Lớp ngă n cách 5 Để có thể khai thác triệt để công nghệ sử dụng thực vật xử lý ô nhiễm KLN, các nhà khoa học đã vận dụng một số giải pháp để nâng cao hiệu quả xử lý như áp dụng một số kĩ thuật nông học, tạo độ pH phù hợp, tăng tính linh động của kim loại bằng cách bổ sung EDTA, kích thích khả năng phân giải ô nhiễm của vi sinh vật vùng rễ, áp dụng kỹ thuật sinh học phân tử cải tạo giống Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tƣợng nghiên cứu Hai loài dương xỉ P.calomelanos L. - loài bản địa mọc tại xã Hà Thượng (Đại Từ, Thái Nguyên) và loài dương xỉ P.vittata L. mọc tại khu mỏ chì - kẽm làng Hích xã Tân Long (Đồng Hỷ, Thái Nguyên) là những loài siêu tích lũy As Hình 2.1. P. vittata Hình 2.2. P. calomelanos 2.2. Nội dung nghiên cứu - Đánh giá tình trạng ô nhiễm As trong môi trường đất và khả năng tích lũy As của các loài thực vật mọc tại bốn vùng khai thác mỏ đặc trưng của tỉnh Thái Nguyên. - Xác định gene mã hóa cho khả năng tích lũy As của hai loài dương xỉ bản địa ở Thái Nguyên là P.vittata và P. calomelanos. - Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích lũy As trong đất của hai loài dương xỉ bản địa. - Nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố dinh dưỡng N, P lên hiệu quả hấp thu và sinh trưởng của dương xỉ chọn lọc. - Nghiên cứu một số giải pháp làm tăng khả năng xử lý ô nhiễm As sẵn có của hai loài dương xỉ chọn lọc. - Nghiên cứu ứng dụng hai loài dương xỉ chọn lọc để xử lý ô nhiễm As trong đất tại vùng khai thác mỏ ở Hà Thượng (Đại Từ, Thái Nguyên). - Đề xuất quy trình công nghệ sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất. 6 2.3. Phƣơng pháp nghiên cứu Công trình sử dụng các phương pháp bố trí thí nghiệm khoa học tham khảo và kế thừa các nghiên cứu tương tự trong và ngoài nước để đánh giá ảnh hưởng của các yếu tố lên khả năng xử lý ô nhiễm As của dương xỉ. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm được sử dụng chủ yếu là: - Phân tích As trong đất và cây bằng phương pháp US EPA 3051 - pH (KCl) được xác định bằng phương pháp cực chọn lọc hyđro (đo bằng máy đo pH Toledo 320 D) - Nitơ tổng số được xác định bằng phương pháp Kjeldahl - Phốtpho tổng số được xác định bằng phương pháp so màu quang điện (đo trên máy UV-VIS 2450) - Thành phần cơ giới đất được xác định theo phương pháp Katrinski - Dung tích trao đổi cation của đất (CEC) được xác định theo phương pháp Schachtchabel - Chất hữu cơ của đất được xác định theo phương pháp Walkley - Black - Phương pháp xác định dạng As linh động trong đất dùng CH3COONa 1M Chƣơng 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ BÀN LUẬN 3.1. Điều tra, khảo sát tình trạng ô nhiễm As trong môi trƣờng đất và đánh giá khả năng tích luỹ As của thực vật ở bốn vùng khai thác mỏ của Thái Nguyên Địa danh của các điểm khảo sát được mô tả trên hình 3.1. Hàm lượng As trong đất ở bốn vùng mỏ nghiên cứu đã được phân tích đánh giá cho thấy có hiện tượng ô nhiễm As ở hầu hết các mỏ. Trong tất cả các mẫu thu thập được ở các mỏ nghiên cứu thì chỉ có ba điểm mẫu thu được (chiếm 13% tổng số mẫu) không bị ô nhiễm As, còn lại tất cả các điểm khảo sát khác đều có hiện tượng ô nhiễm As. Lượng As cao hơn QCCP từ 2,1 – 1262 lần. THÁI NGUYÊN Hà Thượng, Đạ i Từ Trạ i Cau, Đồ ng Hỷ Tân Long, Đồ ng Hỷ Yên Lãng, Đạ i Từ V I E T N A M Hà Thượng: mỏ Ti – Sn (N: 21o39’18’’; E: 105o41’42’’) Trạ i Cau: mỏ Fe (N: 21o35’55’’; E: 105o58’59’’) Yên Lãng: mỏ than (N: 21o42’21’’; E: 105o31’17’’) Tân Long: mỏ Zn - Pb (N: 21o43’46’’; E: 105o51’38’’) 7 Hình 3.1. Vị trí các điểm khảo sát, lấy mẫu Hàm lượng As, Pb, Cd và Zn trong thân và rễ của 33 mẫu thực vật khác nhau thu được ở bốn vùng khảo sát đã được phân tích đánh giá. Các mẫu thực vật được lựa chọn là những loài có thể phát triển được trên bãi thải quặng hoặc là những vùng đất bị ảnh hưởng của các chất thải trong quá trình tuyển quặng. Kết quả nghiên cứu chỉ ra rằng, dương xỉ P.vittata và P.calomelanos có thể hút thu và tích luỹ As trong thân của chúng tương ứng lên đến 5876,5 ± 99,6 và 2426,3±104,5 mg/kg sinh khối khô. Chúng đạt tiêu chí là những loài siêu tích luỹ As. Kết quả thu được tương đồng với kết quả nghiên cứu của Ma và cs.; Wei và Chen; Chen và cs. và Jirarut Wongkongkatep và cs.. 3.2. Nghiên cứu tách dòng gene liên quan đến khả năng chống chịu và xử lý As của dƣơng xỉ Kết quả tách chiết AND genome của 7 mẫu dương xỉ nghiên cứu được mô tả trên hình 3.3. Kết quả thu được cho phép rút ra nhận xét ADN genome tách chiết được có độ tinh sạch cao, đủ tiêu chuẩn cho các thí nghiệm tiếp theo. Hình 3.3. ADN genome của 7 mẫu dương xỉ Nhân gen arsC bằng kỹ thuật PCR Hình 3.4. Điện đi đồ sản phẩm PCR mồi KL7 Qua ảnh điện di đồ ta thấy, sản phẩm PCR thu được có một băng rất đặc hiệu. Tuy nhiên, ở giếng thứ 4 (ứng với mẫu DX3: Thelyteris faciloba), kết quả thu được không có băng nào nên có thể kết luận là mẫu này không chứa gen arsC. Kích thước phân tử của đoạn nhân lên  339 bp phù hợp với tính toán lý thuyết cũng như kết quả nghiên cứu của một số tác giả nước 1 - CT1: Pityrogramma calomelanos, 2 - CT2: Pteris vittata, 3 - CT3: Thelyteris faciloba, 4 - CT4: Pteris vittata, 5 - CT5: Pityrogramma calomelanos, 6 - CT6: Pteris vittata, 7 - CT7: Pteris vittata M – marker, 2 - CT1: Pityrogramma calomelanos, 3 - CT2: Pteris vittata, 4 - CT3: Thelyteris faciloba, 5 - CT4: Pteris vittata, 6 - CT5: Pityrogramma calomelanos, 7 - CT6: Pteris vittata, 8 - CT7: Pteris vittata 8 ngoài đã công bố. Như vậy, hai loài dương xỉ thu được tại vùng nghiên cứu có khả năng tích lũy As cao hơn các thực vật thông thường khác bởi chúng có gene mã hóa cho khả năng này. 3.3. Nghiên cứu khả năng tích lũy và chống chịu As trong đất của hai loài dƣơng xỉ chọn lọc 3.3.1. Nghiên cứu khả năng chống chịu và tích luỹ As của hai loài dương xỉ chọn lọc Sau 4 tháng thí nghiệm, P.vittata có khả năng chống chịu với đất có bổ sung As từ 0 đến 1500 mg/kg còn P.calomelanos từ 0 đến 900 mg/kg. Kết quả về khả năng chống chịu As của hai loài dương xỉ ở những nồng độ sau 4 tháng thí nghiệm cây chết cho thấy, nồng độ As càng cao thì thời gian sống của cây càng ngắn. Như vậy, cả hai loài dương xỉ nêu trên đều chống chịu As cao hơn so với các loài cây khác đã được công bố. Nhưng khi so sánh hai loại dương xỉ này với nhau đã cho thấy khả năng chống chịu của P.vittata với As tốt hơn nhiều so với loài P.calomelanos Khả năng tích lũy As của hai loài cây này là rất lớn. Trong khoảng nồng độ mà cây chống chịu được, sau 4 tháng thí nghiệm P.vittata tích lũy lượng As từ 307±14,5 đến 6042±101,1 mg/kg trong thân và rễ là từ 131± 16,5 đến 3756± 105,5 mg/kg còn P.calomelanos đã tích lũy được hàm lượng As là 885±35,5 ÷ 4034±83 mg/kg ở trong thân và 483±35,9 ÷ 2256±111,9 mg/kg ở trong rễ. 3.3.2. Nghiên cứu khả năng tích luỹ As theo thời gian của hai loài dương xỉ chọn lọc 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 ĐC 300 600 900 Hàm lượng As bổ sung vào thí nghiệm (mg/kg) L ư ợ n g A s t íc h l ũ y t ro n g c â y ( m g /k g ) Hàm lượng As trong thân Hàm lượng As trong rễ Hình 3.10. Hà m lượng As hấ p thu trong rễ và thân củ a P. calomelanos Hình 3.9. Hà m lượng As hấ p thu trong rễ và thân củ a P. vittata Hình 3.5. P. vittata sau 4 tháng đ ược trồ ng ở đ ấ t bổ sung 11 nồ ng đ ộ As khác nhau Hình 3.7. P. calomelanos sau 4 tháng đ ược trồ ng trong đ ấ t có bổ sung As khác nhau 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 ĐC 300 600 900 1200 1500 Hàm lượng As bổ sung vào thí nghiệm (mg/kg) L ư ợ n g A s t íc h l ũ y t ro n g c â y ( m g /k g ) Hàm lượng As trong thân Hàm lượng As trong rễ 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 1 tháng 2 tháng 3 tháng 4 tháng Thời gian thí nghiệm (tháng) H à m l ư ợ n g A s t íc h l ũ y ( m g /k g ) Thân Pteris vittata Rễ Pteris vittata Thân Pityrogramma calomelanos Rễ Pityrogramma calomelanos 0 1 2 3 4 5 6 1 tháng 2 tháng 3 tháng 4 tháng Thời gian thí nghiệm (tháng) S in h k h ố i k h ô c ủ a t h â n c â y ( g ) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos 9 Khả năng sinh trưởng và tích luỹ As của hai loài dương xỉ nghiên cứu tăng tỷ lệ thuận với thời gian thí nghiệm. Sinh khối loài dương xỉ P. calomelanos tăng dần đến tháng thứ 3 nhưng đến tháng thứ 4 thì sinh khối cây lại giảm. Bảng 3.8. Lượng As được dương xỉ tách ra khỏi đất Thời gian Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) 1 tháng 0,3 ± 0,1 662,7 ±59,1 0,2 0,8±0,1 1525,9±110,5 1,2 2 tháng 0,8 ± 0,1 2100,4±127,9 1,7 2,9±0,5 2269,8±184,2 6,6 3 tháng 3,9 ± 0,5 2520,5±113,7 9,8 3,5±0,5 3582,6±123,6 12,5 4 tháng 4,8 ± 0,6 3151,6±116,2 15,1 3,1±0,7 3756,6±157,5 11,7 Kết quả thu được từ bảng 3.8 cho thấy, nếu trồng đồng thời hai loài dương xỉ này trong quá trình xử lý thì nên thu hoạch trong khoảng từ tháng thứ 3 đến tháng thứ 4. Do từ tháng thứ 3, cả hai loại cây đã loại bỏ được một lượng As lớn hơn rất nhiều so với tháng thứ 2. Ở tháng thứ 3 và thứ 4, cây P.vittata đã loại bỏ được lượng As ra khỏi đất tương ứng là 9,8 và 15,1 mg, còn cây P.calomelanos loại bỏ được tương ứng là 12,5 và 11,7 mg As ra khỏi đất. 3.4. Nghiên cứu ảnh hƣởng của các yếu tố dinh dƣỡng N, P đến hiệu quả hấp thu và sinh trƣởng của dƣơng xỉ. Số liệu trong bảng 3.9 là kết quả tính toán lượng As được tách ra khỏi đất thông qua các kết quả về khả năng tích lũy trong thân cây và skk của thân sau 4 tháng thu hoạch dương xỉ. Kết quả trên bảng 3.2 cho thấy, ở công thức thí nghiệm bổ sung 800 mg P/kg đất, cây dương xỉ P.vittata có khả năng tăng trưởng tốt nhất (đạt 4,9±0,8 g sinh khối khô), sau đó đến công thức có nồng độ P bổ sung là 600, 400 và 200 mg/kg. Với loài dương xỉ P.calomelanos, bổ sung P cũng có tác động tích cực lên khả năng sinh trưởng của cây. Tổng lượng tích lũy As ở công thức bổ sung 400mg P/kg là có tăng so với các công thức khác nhưng không cao bằng ở hàm lượng P bổ sung 600 mg/kg. Tuy nhiên, lượng sinh khối tại công thức bổ sung 400mgP/kg lại đạt cao nhất, sinh khối khô của cây là 5,6±0,6 g, cao gấp 2,33 lần so với công thức Đ/C. Bảng 3.9. Lượng As được tách ra khỏi đất nhờ dương xỉ ở các công thức bổ sung P khác nhau Hình 3.11. Khả nă ng tích luỹ As theo thờ i gian củ a hai loà i dương xỉ Hình 3.12. Sinh khố i khô củ a cây sau thu hoạ ch 10 Lượng P bổ sung vào thí nghiệm (mg/kg) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) 0 2,6±0,4 1034±60 2,7 2,4±0,5 2390,6±80,8 5,7 200 2,7±0,6 1073,9±55,2 2,9 4±0,7 2638±72,6 10,6 400 2,9±0,6 1133,2±71,5 3,3 5,6±0,5 2696,8±76,9 15,1 600 3,6±0,5 1479±57,6 5,3 3,6±0,5 2905,4±125,7 10,5 800 4,9±0,8 1549,2±67,1 7,6 1,9±0,3 2182±89,5 4,1 Kết quả thu được cho thấy, khả năng loại bỏ As khỏi đất của cây chịu ảnh hưởng tích cực của hàm lượng P cho vào thí nghiệm, khi bổ sung lượng P ≤ 400 mg/kg đất đối với cây P.vittata và lượng P 600mg/kg đất đối với cây P.calomelanos thì hàm lượng As được loại bỏ và có sự thay đổi so với đối chứng nhưng không đáng kể. Hiệu quả loại bỏ As ra khỏi đất sau 4 tháng thí nghiệm của cây P.vittata là cao nhất (đạt 7,6 mg) khi bổ sung 800 mg P /kg đất, còn cây P.calomelanos đã loại bỏ được 15,1 mg As ở nồng độ bổ sung 600 mgP/kg đất. Bảng 3.10. Lượng As được tách ra khỏi đất nhờ dương xỉ trong thí nghiệm ảnh hưởng của N Lượng N bổ sung vào thí nghiệm (mg/kg) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Skk thân (g) Lượng As tích lũy trong thân (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) Skk thân (g) Lượng As tích lũy trong thân (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) 0 4,4±0,9 977,4±29,7 4,3 2,6±0,4 2181,4±47,4 5,7 100 4,6±0,7 1694,3±79,8 7,8 2,8±0,4 2302,4±75,7 6,4 200 5,5±1 1196,7±56,9 6,6 2,9±0,5 2674±72,2 7,8 300 3,1±0,5 986,8±35,7 3,1 4,2±0,5 3304±104,8 13,9 400 2,4±0,4 973,7±49,1 2,3 1,7±0,4 1929,3±67 3,3 500 2,2±0,4 346±19,1 0,8 1,5±0,3 1714,4±78,4 2,6 Kết quả thu được trên bảng 3.10 cho thấy, khả năng sinh trưởng và tích lũy As của cây chịu ảnh hưởng tích cực của hàm lượng N cho vào thí nghiệm. Khi bổ sung lượng N vào cây 11 P.vittata là lớn hơn 200 mg/kg và P.calomelanos 300 mg/kg thì hiệu quả loại bỏ As ra khỏi đất của cây không cao. Nhiều công thức bổ sung N trong khoảng trên thì hiệu quả loại bỏ As còn thấp hơn cả cây Đ/C. Hiệu quả loại bỏ As của cây dương xỉ P.vittata cao nhất là khi bổ sung từ 100 – 200 mg N /kg đất; với P.calomelanos hiệu quả loại bỏ As tốt nhất đạt 13,9 mg khi bổ sung 300mg N /kg đất. Như vậy, hàm lượng N phù hợp với từng loại cây là rất quan trọng, khi thiếu hoặc thừa N đều làm giảm năng suất của cây trồng. 3.5. Một số nghiên cứu nhằm nâng cao khả năng xử lý ô nhiễm As trong đất của hai loài dƣơng xỉ chọn lọc 3.5.1. Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của các dạng phân bón vô cơ và hữu cơ lên sinh trưởng và tích lũy As của hai loài dương xỉ chọn lọc 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 Đ/C CT1 CT2 CT3 CT4 Công thức bón phân khác nhau L ư ợ n g A s t íc h l ũ y t ro n g c â y ( m g /k g ) Thân Pteris vittata Rễ Pteris vittata Thân Pityrogramma calomelanos Rễ Pityrogramma calomelanos 0 1 2 3 4 5 6 Đ/C CT1 CT2 CT3 CT4 Công thức phân bón S in h k h ố i k h ô t h â n c â y ( g ) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos - Cây sinh trưởng và tích luỹ As tốt nhất ở CT3 (bổ sung 0,2g phân bón vô cơ NPK + 0,4 g phân bón hữu cơ Sông Gianh). Chính vì vậy, trong các nghiên cứu tiếp theo chúng tôi đều bổ sung phân bón theo tỉ lệ này để đánh giá ảnh hưởng của các yếu tố khác như pH, N, P, EDTA - Nhìn chung, ở công thức bổ sung hỗn hợp cả vô cơ và hữu cơ theo các tỉ lệ khác nhau thì hiệu quả loại bỏ As của cây là hơn so với các công thức bổ sung chỉ có phân vô cơ hoặc hữu cơ. Công thức Đ/C cho khả năng loại bỏ As ra khỏi đất là thấp nhất. 3.5.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH lên sinh trưởng và tích lũy As của hai loài dương xỉ chọn lọc Hiệu quả loại bỏ As ra khỏi đất của hai loại cây rất khác nhau. P. vittata thích hợp với điều kiện pH từ trung tính đến kiềm nên khả năng loại bỏ As ở khoảng pH này là rất cao. Ở Hình 3.21. Sinh khố i khô ở phầ n trên mặ t đ ấ t củ a cây sau thu hoạ ch Hình 3.20. Hà m lượng As trong cây ở các công thức bố sung phân bón khác nhau 12 pH 7,2 hiệu quả loại bỏ As là 13,8 mg còn pH 9,0 thì cây loại bỏ được 9,3 mg As. Loài P. calomelanos có thể sống được ở các điều kiện pH khác nhau từ axit đến kiềm nhưng hiệu quả loại bỏ As của cây tốt nhất ở môi trường đất chua, Ở pH 5,1 cây loại bỏ được lượng As cao nhất đạt 10,9 mg sau 4 tháng thí nghiệm và điều này lại trái ngược với cây P.vittata chỉ sống được ở nồng độ pH này sau 1 tháng trồng. Bảng 3.12. Hiệu quả loại bỏ As ra khỏi đất nhờ dương xỉ trong thí nghiệm ảnh hưởng của pH Chỉ số pH đất Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) Skk thân, lá (g) Lượng As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Lượng As tách ra khỏi đất (mg) 5,1 3,9±0,5 2800,4±69 10,9 7,2 5±0,7 2768,1±41,3 13,8 3,6±0,5 2078±54,2 7,5 9,0 4,13±0,7 2248,9±75 9,3 3,01±0,4 2087±69,7 6,3 Nhìn chung, pH trung tính là phù hợp cho cả hai loài dương xỉ khi xử lý ô nhiễm As trong đất. Hiệu quả loại bỏ As của cây P.vittata và P.calomelanos đạt tương ứng là 13,8 và 7,5 mg ở pH 7,2. Tuy nhiên, với đất ô nhiễm có tính kiềm thì sử dụng P.vittata còn có tính axit thì sử dụng P. calomelanos để xử lý ô nhiễm As là tối ưu nhất. 0 50 100 150 200 250 300 pH5 (As tổng) pH5 (As linh động) pH7 (As tổng) pH7 (As linh động) pH9 (As tổng) pH9 (As linh động) Chỉ số pH đất H à m l ư ợ n g A s c ò n l ạ i tr o n g đ ấ t s a u t h í n g h iệ m ( m g /k g ) Pteris vittata Pityrogramma calomelanos Cây ở công thức có khả năng loại bỏ As cao hơn thì hàm lượng As còn lại trong đất thấp hơn so với các công thức khác. Kết quả thu được về hàm lượng As linh động trên hình 3.23 cho thấy, ảnh hưởng của pH không có sự chênh lệch đáng kể so với hàm lượng As tổng số thu được. Như vậy, với hàm lượng As ở dạng hòa tan ban đầu được bổ sung vào đất sau bốn tháng thí nghiệm thì không có sự thay đổi nhiều dạng As ban đầu của chúng. 3.5.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của EDTA lên sinh trưởng và tích luỹ As của hai loài dương xỉ chọn lọc Hình 3.23. Hà m lượng As còn lạ i trong đ ấ t sau thí nghiệ m ả nh hưởng củ a pH 13 EDTA là một chất tạo phức thường được sử dụng để cô lập ion kim loại có hóa trị II và III, tất cả các phức của ion kim loại và phi kim với EDTA đều tan tốt trong dung dịch. Hàm lượng EDTA bổ sung khác nhau đã ảnh hưởng đến sinh trưởng cũng như tích luỹ KLN của cây. Cây P.vittata có khả năng tích luỹ As cao nhất ở hàm lượng EDTA bổ sung là 2 – 3 mmol/kg. Sinh trưởng của cây tốt nhất ở công thức EDTA bổ sung là 1-3 mmol/kg. Cây P.calomelanos có khả năng sinh trưởng và tích luỹ As cao nhất ở hàm lượng EDTA bổ sung là 1 – 2 mmol/kg. Tuy nhiên, ở công thức bổ sung 3-5 mmol/kg thì khả năng hấp thu As của cây có giảm so với hai công thức trên nhưng không đáng kể. Kết quả thể hiện trên hình 3.25 cho thấy, hai loài dương xỉ nghiên cứu trên có thể tồn tại trên đất chứa cả các kim loại As, Cd, Pb và Zn. Tuy nhiên, hàm lượng các kim loại này trong cây là khác nhau. Cây tích luỹ cao nhất là As và lượng kim loại tích luỹ này được chuyển phần lớn lên bộ phận thân cây. Hình 3.27. Ảnh hưởng của hàm lượng EDTA bổ sung lên lượng As linh động trong đất trước và sau thí nghiệm Kết quả về hàm lượng As linh động trước và sau thí nghiệm ảnh hưởng của EDTA được thể hiện trên hình 3.27. Các kết quả thu được là một trong những thông số quan trọng để tìm hiểu về khả năng chuyển hóa của As trong đất dưới ảnh hưởng của EDTA. Từ một lượng As linh động ban đầu là gần như nhau nhưng sau thí nghiệm thì ở các công thức khác nhau có sự khác nhau rõ rệt. EDTA bổ sung từ 1-3 mmol/kg cũng là công thức tốt nhất để làm tăng khả năng hòa tan As trong đất và lượng này cũng rất phù hợp cho cây hấp thu cao Cd, Pb và Zn. 0 200 400 600 800 1000 1200 0 1 2 3 4 5 Lượng EDTA bổ sung vào thí nghiệm (mmol/kg) H àm lư ợ ng A s lin h độ ng tr on g đấ t ( m g/ kg ) Pteris vittata ban đầu Pteris vittata sau thí nghiệm Pityrogramma calomelanos ban đầu Pityrogramma calomelanos sau thí nghiệm Hình 3.24. Khả nă ng tích luỹ As củ a dương xỉ ở các CT bổ sung EDTA khác nhau Hình 3.25. Khả nă ng tích luỹ Pb, Cd và Zn trong thân cây Pteris vittata 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 0 1 2 3 4 5 Hàm lượng EDTA bổ sung vào thí nghiệm (mg/kg) L ư ợ n g A s t íc h l ũ y ( m g /k g ) Thân Pteris vittata Rễ Pteris vittata Thân Pityrogramma calomelanos Rễ Pityrogramma calomelanos 0 20 40 60 80 100 120 0 1 2 3 4 5 Lượng EDTA bổ sung vào thí nghiệm (mmol/kg) H à m l ư ợ n g k im l o ạ i n ặ n g t íc h l ũ y tr o n g c â y ( m g /k g ) Pb thân Pteris vittata Cd thân Pteris vittata Zn thân Pteris vittata 14 3.5.4. Nghiên cứu ứng dụng một số chủng nấm cộng sinh mycorrhiza để làm tăng hiệu quả xử lý ô nhiễm As trong đất của hai loài dương xỉ chọn lọc Sự xâm nhiễm của nấm AMF vào trong bộ rễ của các cây dương xỉ được đánh giá thông qua mật độ của nấm trong các mẫu rễ cây ở 8 công thức khác nhau. Sau 1 tháng thí nghiệm, mỗi một công thức lấy tổng số 35 mẩu rễ để quan sát dưới kính hiển vi. Kết quả cho thấy, mật độ nấm AMF ở các công thức bổ sung chế phẩm AMF (CT2 và CT4) là rất cao, chiếm khoảng 15 đến 20 mẫu có sự xuất hiện của nấm AMF trong tổng số 35 mẫu quan sát. Ở những công thức không bổ sung chế phẩm (CT1 và CT3) thì chỉ có 2 mẫu quan sát trong tổng 35 mẫu là có nấm AMF. Như vậy, chế phẩm AMF bổ sung vào đất ô nhiễm As đã xâm nhập được vào hệ rễ của cây dương xỉ. Bảng 3.13. Khả năng sinh trưởng của 2 loài dương xỉ nghiên cứu Loài cây Công thức thí nghiệm Khối lượng khô (g/cây/chậu) Pteris vittata CT1 (Đ3 + PV) 31,9 ± 3,7 CT2 (Đ3 + PV + AMF) 41,7 ± 3,5 Pityrogramma calomelanos CT3 (Đ3 + PC) 16,9 ± 2,4 CT4 (Đ3 + PC + AMF) 23,7 ± 2,3 Khi nhiễm nấm rễ cộng sinh AMF vào rễ dương xỉ (CT2 và CT4) thì sinh khối của chúng nhìn chung tăng hơn so với công thức không bổ sung nấm. Sinh khối P.vittata tăng 30,7% còn sinh khối loài P.calomelanos tăng 40,2% so với đối chứng không nhiễm nấm rễ cộng sinh (AMF). So sánh hiệu quả tác dụng kích thích của AMF giữa 2 loài P.vittata và P.calomelanos chúng ta thấy không có sự khác biệt rõ rệt. Bảng 3.14. Khả năng tích lũy As của 2 loài dương xỉ P. vittata và P. calomelanos trong thí nghiệm Loài dương xỉ Công thức As trong đất (mg/kg) Nồng độ As tích lũy trong thân, lá (mg/kg) Skk thân, lá (g/cây) Tổng lượng As loại bỏ khỏi đất qua thân lá (mg) % As loại bỏ tăng so với công thức không nhiễm AMF (%) P. vittata CT1 500 3102 ± 85,3 31,9 ± 3,7 98,8 - CT2 500 5178 ± 99,6 41,7 ± 3,5 215,9 118,5 15 P.calomelanos CT5 500 2388 ± 61,6 16,9 ± 2,4 40,5 - CT6 500 3677 ± 96,0 23,7 ± 2,3 87,2 115,5 Nấm rễ cộng sinh (AMF) ngoài khả năng giúp cây sinh trưởng mạnh còn giúp tăng tích lũy As. Các công thức có nhiễm AMF đều có lượng As tích lũy trong sinh khối cao hơn so với đối chứng không nhiễm AMF (tích lũy As ở công thức không nhiễm AMF - CT1 chỉ đạt 3102 ± 85,3 mg/kg nhưng sang công thức có nhiễm AMF - CT2, tích lũy As đạt 5178 ± 99,6 mg/kg). Nhiễm nấm rễ cộng sinh AMF cho 2 loài dương xỉ P.vittata và P.calomelanos đã có hiệu quả giúp cho cây phát triển, tăng sinh khối từ 30,7 – 40,2%, tăng lượng As tích lũy từ 115,5 – 118,5%. 3.6. Nghiên cứu ứng dụng hai loài dƣơng xỉ chọn lọc ra thực tế để xử lý ô nhiễm As trong đất tại vùng khai thác mỏ ở Hà Thƣợng (Đại Từ, Thái Nguyên) 3.6.1. Thí nghiệm quy mô pilốt để xử lý ô nhiễm As trong đất ở Hà Thượng Thí nghiệm diễn ra trong 6 tháng, cứ 3 tháng phần sinh khối trên mặt đất của dương xỉ và mẫu đất thí nghiệm được thu hoạch một lần. Phần thân lá của cây dương xỉ được cân và phân tích hàm lượng As 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 CT1 (o cây) CT2 (P.vittata) CT3 (Pity.calomelanos) Các công thức thí nghiệm H àm lư ợ ng A s tíc h lũ y (m g/ kg ) 3 tháng 6 tháng Hình 3.28. Khả năng tích lũy As theo thời gian thu hoạch Kết quả thu được sau thí nghiệm thể hiện trên hình 3.28 cho thấy, khả năng tích lũy As ở phần trên mặt đất của dương xỉ P. calomelanos cao hơn so với cây P.vittata. Hàm lượng As tích lũy ở phần trên mặt đất của cây P.vittata sau 3 tháng và sau 6 tháng lần lượt là 3108,4 ±78,2 và 3609,6±84,4 mg/kg còn P.calomelanos lần lượt là 4121,4 ± 75,9 và 5233,6 ± 59 mg/kg. Hàm lượng As tích lũy trong hai cây có sự tăng dần theo thời gian thí nghiệm. 0.95 1 1.05 1.1 1.15 1.2 1.25 1.3 CT1 (o cây) CT2 (P.vittata) CT3 (Pity.calomelanos) Các công thức thí nghiệm S in h k h ố i k h ô c ủ a c â y ( k g ) 3 tháng 6 tháng Hình 3.29. Sinh khối cây ở các đợt thu hoạch khác nhau 16 Cứ sau ba tháng một lần, sinh khối ở phần trên mặt đất của hai loại dương xỉ được thu hoạch và phân tích. Kết quả về sinh khối của cây thu được thể hiện trên hình 3.29. Sinh khối của cây P.vittata cao hơn sinh khối cây P. calomelanos ở cùng điều kiện. Ở lần thu hoạch thứ nhất, sinh khối khô của cây P.vittata và P. calomelanos tương ứng là 1,12 kg/ m2 và 1,06 kg/m 2. Lượng sinh khối ở cả 2 loại cây này đều tăng (so với chính nó) ở lần thu hoạch thứ 2. Ở lần thu hoạch sau này, sinh khối khô của cây P.vittata và P. calomelanos tương ứng là 1,25 và 1,13 kg/m 2. Kết quả này là phù hợp với một số các nghiên cứu đã công bố trên thế giới. 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 Ban đầu 3 tháng 6 tháng Thời gian thí nghiệm L ư ợ n g A s c ò n l ạ i tr o n g đ ấ t (m g /k g ) CT1 (o cây) CT2 (P.vittata) CT3 (Pity.calomelanos) Hình 3.30. Lượng As còn lại trong đất thí nghiệm Từ một lượng As ban đầu là gần như nhau nhưng sau các đợt thu hoạch định kỳ đất và cây cho thấy, hiệu quả làm sạch As trong đất ở lô đất thí nghiệm trồng P.vittata gần bằng đất trồng P.calomelanos và cao hơn rất nhiều so với đối chứng không trồng cây. Lượng As ô nhiễm trong đất ban đầu là 1400 mg/kg, sau 6 tháng thí nghiệm hiệu quả làm sạch từ các lô đất trồng P.vittata, P.calomelanos và đối chứng đạt tương ứng là 18 %, 17,6% và 7,4 %. Hàm lượng As trong đất có thể giảm đi theo cách tự làm sạch của tự nhiên nhưng thời gian rất lâu, mặt khác với đất ô nhiễm không thể trồng cây được thì sẽ tăng khả năng xói mòn và rửa trôi đất sẽ gây ô nhiễm As sang các vùng đất lân cận. 3.6.2. Mô hình xử lý đất ô nhiễm As ở mỏ thiếc Núi Pháo, Hà Thượng Hình 14 (Phụ lụ c). Ảnh chụ p toà n bộ mô hình xử lý Hình 14a. P. calomelanos tạ i mô hình trình diễ n Hình 14b. P. vittata tạ i mô hình trình diễ n 17 Trong một năm đầu, các bước cải tạo đất được tiến hành nhằm mục đích tạo điều kiện tốt nhất để hai loài dương xỉ có thể phát triển đạt hiệu quả xử lý ô nhiễm As cao. Phân NPK, phân hữu cơ vi sinh và vôi bột được bón vào đất thí nghiệm với mục đích làm tăng hàm lượng dinh dưỡng và cải tạo pH của đất. Trồng cây mồi cải tạo đất là cây điền thanh và cốt khí. Một số tính chất cơ bản của đất sau khi cải tạo được xác định, kết quả thu được thể hiện trên bảng 3.16. Bảng 3.16. Một số tính chất đất trước và sau khi cải tạo để trồng dương xỉ Kết quả cho thấy, đất sau khi cải tạo thì hàm lượng As đã giảm đi đáng kể được 1755,4 mg As / kg (giảm 38,8 % so với ban đầu). Kết quả này là phù hợp, vì chúng tôi đã bổ sung một lượng lớn phân bón, vôi bột vào đất nên hàm lượng As bị ô nhiễm ban đầu ở tầng 0-20 cm đã được pha loãng. Mặt khác, cây mồi sau hai đợt cải tạo đất không tách khỏi đất mà được trộn vào đất nên một lượng lớn lá và thân cây mục nát cũng làm pha loãng lượng As có trong đất. Kết quả này cũng phù hợp vì khi phân tích hàm lượng As có trong 2 loại cây điền thanh và cốt khí rất thấp (kết quả sau nhiều lần phân tích thử nghiệm cho thấy chúng chỉ chiếm từ 32,4 – 41,4 mg As / kg skk). pH đất sau một năm cải tạo cũng đã tăng lên đáng kể (lên đến 6,5). Ngoài ra, hàm lượng chất hữu cơ, N và P sau khi cải tạo tăng hơn so với ban đầu rất nhiều. Bảng 3.17. Số liệu phân tích hàm lượng As ở mô hình xử lý Hà Thượng Hàm lượng As (mg/kg đất) Đất trước khi trồng dương xỉ Đất sau 1 năm trồng dương xỉ Đất kết thúc sau 1,5 năm trồng dương xỉ và sau 2,5 năm thí nghiệm QCCP As tổng 2765,6±40,7 1360±27,7 656,9±14,0 12 As linh động 879,2±24,6 854,2±13,3 487,5±16,7 Hàm lượng As linh động trong đất là một thông số rất đáng chú ý khi nghiên cứu phương pháp sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm, bởi vì chính lượng As này thực vật mới có thể sử dụng được trong quá trình hút thu lên cây. Từ một hàm lượng As linh động ban đầu chỉ bằng 24,9% lượng As tổng, sau các đợt lấy mẫu thì hàm lượng này đã tăng lên Ký hiệu đất As (mg/kg) pH (KCl) CHC (%) CEC (mgđl/ 100gđ) Tổng N (mg/kg) Tổng P (mg/kg) TPCG đất Đất ban đầu 4521±122,4 3,4 3,29 16,5 170 230 Thịt TB Đất sau cải tạo 2765,6 ±23,4 6,5 4,6 16,8 567,6 425,3 Thịt TB 18 đáng kể (sau đợt cải tạo bằng cây mồi hàm lượng này đạt 31,8 % và sau 1 và 1,5 năm trồng dương xỉ thì hàm lượng này đã đạt được tương ứng là 62,8% và 74%). Như vậy, sau khi bổ sung các chủng nấm rễ cộng sinh AM thì một lượng rất lớn As đã chuyển hóa từ dạng không hòa tan sang dạng hòa tan để cây dễ hút thu hơn. Sau mỗi 3 tháng, phần sinh khối phần trên mặt đất của cây dương xỉ được thu hoạch một lần để tính khối lượng khô và phân tích hàm lượng As tích lũy trong thân cây. Kết quả thu được thể hiện qua bảng 3.18. Bảng 3.18. Sinh khối khô của dương xỉ tại mô hình theo thời gian Thời gian thu hoạch (tháng) Sinh khối khô (kg) 3 6 9 12 15 18 P. vittata 441 461,4 525 494,4 458,4 469,8 P. calomelanos 388,8 427,8 453,6 427,2 416,4 394,2 Như vậy, với 1,5 năm thí nghiệm trồng dương xỉ, số lần thu hoạch cây là 06 lần phần sinh khối bên trên mặt đất của cây. Bảng 3.18 thể hiện kết quả về sinh khối khô của hai loại cây dương xỉ nghiên cứu sau các lần thu hoạch. Kết quả thu được cho thấy, sinh khối khô ở phần trên mặt đất của cây sau 3 tháng thí nghiệm đạt khá cao và sinh khối khô của cây P.vittata cao hơn của cây P.calomelanos ở các đợt thu hoạch thí nghiệm. Sinh khối cây P.vittata dao động trong khoảng từ 441 kg - 525 kg và sinh khối cây P.calomelanos dao động trong khoảng từ 388,8 kg-453,6 kg. Nếu tính trung bình sinh khối khô của các cây sau các lần thu hoạch thì cây P.vittata là 475,2 kg và P.calomelanos là 418,2 kg. Sau các đợt thu hoạch phần thân dương xỉ, chúng tôi đã phân tích hàm lượng As để đánh giá khả năng tích lũy ngoài thực nghiệm. Các kết quả thu được thể hiện trên bảng 3.19. Bảng 3.19. Hàm lượng As tích lũy ở phần thân lá của dương xỉ sau các tháng thu hoạch Tháng thu hoạch (tháng) Lượng As(mg/kg) 3 6 9 12 15 18 P. vitatta 3215±46 3553±52,8 4356±102,2 4053±116,6 3824±94,4 3967±78,3 P.calomelanos 4356±54,7 4461±52 5734±81,4 4953±155,2 4589±78,8 4581±87,7 Kết quả thu được cho thấy, khả năng tích lũy As của hai loài dương xỉ ngoài thực tế là khả quan. Khả năng tích lũy As của cây P.vittata thấp hơn so với cây P.calomelanos và đã 19 chứng tỏ là vai trò của cây dương xỉ bản địa tại Hà Thượng P.calomelanos đã phát huy tác dụng tốt hơn so với cây thu thập từ vùng khác. Cây P.vittata tích lũy As ở phần trên mặt đất dao động trong khoảng từ 3215±46 đến 4356±102,2 mg/kg và cây P.calomelanos tích lũy As ở phần trên mặt đất là từ 4356±54,7 đến 5734±81,4 mg/kg. Nếu tính trung bình qua các lần thu hoạch thí nghiệm thì cây P.vittata và P.calomelanos hấp thu As ở phần trên mặt đất tương ứng là 3828 mg/ kg skk và 4779 mg/kg skk. Đây là số liệu hấp thu cao As, thể hiện được khả năng xử lý As ngoài thực địa ở Hà Thượng là rất tốt. Theo các số liệu thu thập được về khả năng hấp thu As ở phần bên trên mặt đất và khối lượng khô của cây thu được, lượng As cây hấp thu trong một năm xử lý (M) được tính như sau: M = [(3,83g As/kg×475,2 kg) + (4,78gAs/kg ×418,2kg)]×4 = 15.276 g As = 15,28 kg As Như vậy, trồng hai loại dương xỉ ở 700 m2 trong 1 năm có thể hút thu 15,28 kg As. Nếu trồng hai loại dương xỉ trên ở 1 ha (10000 m2) đất thì hàm lượng As có thể tách chiết ra khỏi đất trong vòng 1 năm là 218,3 kg As/ ha. Đây là một lượng As đáng kể được tách ra khỏi đất. Tuy nhiên, trong thực tế đất được làm sạch không chỉ do mỗi khả năng tách chiết As ra khỏi đất bằng dương xỉ mà còn thông qua nhiều con đường khác nhau như khả năng bay hơi qua khí khổng, hiệu quả làm sạch của vi sinh vật đất trong tự nhiên, hiệu quả của các loại vi sinh vật sống cộng sinh trong rễ cây và khả năng rửa trôi tự nhiên. 3.7. Đề xuất quy trình Sau các bước nghiên cứu trên, chúng tôi đề xuất quy trình xử lý As bằng dương xỉ như hình 3.31. Xác đ ị nh hà m lượng As trong đ ấ t và các thà nh phầ n khác củ a đ ấ t như pH, N, P, CHC, CEC, mộ t số kim loạ i khác, Cả i tạ o đ ấ t đ ể trồ ng cây (cà y xớ i, đ iề u chỉ nh pH , phân bón, bổ sung chế phẩ m vi sinh vậ t, đ iề u chỉ nh hà m lượng As dễ tiêu ≤ 1500 mg/kg đ ố i vớ i đ ấ t trồ ng P.vittata và ≤ 900 mg/kg đ ố i vớ i P.calomelanos ) Trồ ng dương xỉ P. vittata và P.calomelanos trên đ ấ t ô nhiễ m As sau khi cả i tạ o 20 Hình 3.31. Quy trình sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ KẾT LUẬN 1. Hiện trạng ô nhiễm As trong môi trường đất và khả năng tích lũy As trong thực vật tại bốn vùng khai thác mỏ đặc trưng ở Thái Nguyên (mỏ than Núi Hồng, mỏ sắt Trại Cau, mỏ chì-kẽm làng Hích và mỏ thiếc núi Pháo) đã được đề tài nghiên cứu và đánh giá. Hàm lượng As trong đất ở Hà Thượng là cao nhất, nhiều mẫu vượt QCVN 03:2008/BTNMT đối với đất dân sinh nhiều lần. Hai loài dương xỉ Pteris vitatta và Pityrogramma calomelanos được tìm thấy tại các vùng nghiên cứu này có khả năng tích lũy As cao ở phần trên mặt đất của cây (tương ứng là 5876,5± 99,6 ppm và 2426,3±104,5 ppm). 2. Đã xác định được gene arsC có mặt trong 6 mẫu dương xỉ thuộc 2 loài Pityrogramma calomelanos và Pteris vittata. 3. Hai loài dương xỉ Pteris vittata và Pityrogramma calomelanos có khả năng chống chịu khá tốt trong đất có hàm lượng As linh động tương ứng lên tới 1500 mg/kg và 900 mg/kg. Chúng còn có thể sống được trong đất thải của quặng có chứa 15.146 ppm As tổng số. Ngoài khả năng siêu tích lũy As, hai loài dương xỉ nghiên cứu có thể sử dụng cho xử lý Cd, Pb và Zn nếu cùng tồn tại ở hàm lượng thấp trong đất. Thời điểm 3-4 tháng là thích hợp cho thu sinh khối cây nếu áp dụng vào xử lý ngoài thực tế. 4. Với nồng độ P bổ sung là 800 mg/kg và N bổ sung là từ 100 – 200 mg/kg thì hiệu quả loại bỏ As của Pteris vittata là tốt nhất. Đối với Pityrogramma calomelanos thì nồng độ P và N phù hợp nhất tương ứng là 600 mgP/kg và từ 200 – 300 mgN/kg. 5. Hai loài dương xỉ nêu trên sinh trưởng và tích luỹ As tốt nhất ở công thức bón hỗn hợp cả phân bón vô cơ và phân hữu cơ (0,2g phân bón vô cơ NPK/ kg + 0,4 g phân bón hữu cơ Sông Gianh/kg). - Giá trị pH 7 từ trung tính đến kiềm là phù hợp cho cả hai loài cây này để xử lý ô nhiễm As trong đất tại hiện trường. Hàm lượng EDTA khác nhau đã ảnh hưởng đến sinh trưởng cũng như tích luỹ KLN. Cả hai loài cây P. vittata và P.calomelanos có khả năng xử lý ô nhiễm As cao nhất ở hàm lượng EDTA bổ sung lần lượt từ 1 – 3 và 1 – 2 mmol/kg. 21 - Nấm rễ cộng sinh (Arbuscular Mycorrhizae Fungi) bổ sung vào đất trồng P. vittata và P.calomelanos làm cả hai loài cây phát triển tốt, tăng sinh khối từ 30,7 – 40,2% và tăng lượng As tích lũy từ 115,5 – 118,5% so với cây trồng trên đất không bổ sung nấm. 6. Ở thí nghiệm quy mô 1 m2, với hàm lượng As ban đầu trong đất ô nhiễm là 1400 mg/kg thì hiệu quả xử lý As bằng dương xỉ đạt khoảng 18 % sau 6 tháng thí nghiệm. 7. Mô hình trình diễn 700 m2 sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất tại Hà Thượng sau 2,5 năm đạt hiệu quả làm sạch As trong đất là 85,5 %. Tại mô hình này, mỗi năm lượng As được dương xỉ tách chiết ra khỏi đất thí nghiệm là 15,28 kg As. 8. Đã nghiên cứu đề xuất quy trình công nghệ xử lý đất ô nhiễm As bằng công nghệ trồng cây dương xỉ (gồm 12 bước thực hiện). * KIẾN NGHỊ 1. Tiếp tục nghiên cứu chi tiết, cụ thể quy trình công nghệ sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất ở một số vùng khai thác khoáng sản khác của Việt Nam. 2. Hiện đã lưu giữ được gene arsC trong phòng thí nghiệm, vì thế để đẩy nhanh hiệu quả xử lý ô nhiễm As trong đất cần phải có các nghiên cứu về kỹ thuật chuyển gen này vào trong các thực vật cho sinh khối cao hơn dương xỉ. 3. Nghiên cứu sử dụng As trong sinh khối thực vật sau thu hoạch để làm thuốc đông y chữa các bệnh bạch cầu, thấp khớp, hen, giang mai, có thể là một hướng đi triển vọng trong tương lai, làm phong phú và hoàn thiện hơn quy trình sử dụng dương xỉ để xử lý ô nhiễm As trong đất. References TIẾNG VIỆT 1. Đỗ Văn Ái, Mai Trọng Nhuận, Nguyễn Khắc Vinh (2005), Một số đặc điểm phân bố Arsen trong tự nhiên và vấn đề ô nhiễm arsen trong môi trường ở nước ta, Báo cáo của Cục địa chất và khoáng sản Việt Nam. 2. Đặng Thị An, Chu Thị Thu Hà (2005), “Sự ảnh hưởng của kim loại trong đất và thời gian phơi nhiễm lên sự tích tụ kim loại ở một số cây rau”, Những vấn đề nghiên cứu cơ bản trong khoa học sự sống. Nxb Khoa học và kỹ thuật, tr.361-364. 3. Đặng Thị An (2005), Nghiên cứu khả năng chống chịu kim loại nặng ở một số loài thực vật, Đề tài nghiên cứu cấp Viện sinh thái và Tài nguyên sinh vật 2005-2006 4. Nguyễn Anh (2005), “Sự ô nhiễm đất ở vùng khai khoáng của Việt Nam”, Hội thảo quốc tế về quản lý và xử lý đất nông nghiệp bị ô nhiễm, Hà nội ngày 12-13/12/2005. 22 5. Trần Tuấn Anh (2011), “Nghiên cứu thành phần đi kèm trong các tụ khoáng kim loại cơ bản và kim loại quý hiếm có triển vọng ở miền bắc Việt Nam nhằm nâng cao hiệu quả khai thác chế biến khoáng sản và bảo vệ môi trường”, Hội nghị tổng kết chương trình khoa học công nghệ phục vụ phòng tránh thiên tai, bảo vệ môi trường và sử dụng hợp lý tài nguyên thiên nhiên, Nhà xuất bản Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, tr. 229-240. 6. Đặng Thị Mai Anh, Tống Kim Thuần, Nguyễn Kiều Băng Tâm (2007), “Nghiên cứu quy trình bảo quản chế phẩm vi sinh giữ ẩm đất Lipomycin M”, Tuyển tập báo cáo Hội nghị Khoa học Công nghệ môi trường – nghiên cứu và ứng dụng, Viện Khoa học và Công nghệ môi trường, tr.319-323. 7. Bùi Thị Kim Anh, Đặng Đình Kim, Nguyễn Đức Thọ (2007), “Năng lượng sinh học: cơ hội và thách thức”, Tuyển tập báo cáo hội nghị khoa học toàn quốc về năng lượng Việt Nam - tiềm năng công nghệ và chính sách, tr. 74-82. 8. Lê Huy Bá (2002), Độc học môi trường, Nxb. ĐHQG TP. Hồ Chí Minh 9. Đặng Văn Bát và cs, (2005), “Môi trường khai thác khoáng sản ở Việt Nam”. Báo cáo tại Hội nghị Môi trường toàn quốc. Hà Nội 10. Nguyễn Tiến Bân (2003-2005), Danh lục các loài thực vật Việt Nam, Tập II, III. Nhà xuất bản Nông nghiệp, Hà Nội. 11. Nguyễn Văn Bình, Nguyễn Đức Quý, Vũ Minh Quân, Lê Quang Thành (2000), “Sự phân bố và phát tán kim loại nặng trong đất và nước khu vực mỏ thiếc Sơn Dương”, Tạp chí các khoa học về trái đất, 22(2), tr. 134-139. 12. Cục Môi trường, Bộ Tài nguyên và Môi trường, Đề án phát triển và ứng dụng Công nghệ sinh học trong công tác Bảo vệ môi trường. 12/2005 13. Công ty khoáng sản Tiberon (2004), Báo cáo ĐTM Dự án Núi Pháo, Đại Từ, Thái Nguyên 14. Lê Xuân Cảnh (2005), Điều tra đánh giá hiện trạng tài nguyên sinh vật, đề xuất quy hoạch và biện pháp quản lý hữu hiệu tài nguyên sinh vật phục vụ phát triển kinh tế xã hội tỉnh Thái Nguyên, Đề tài khoa học và phát triển công nghệ. 15. Hoàng Đàn (2006), “Xử lý nước thải bằng bãi lọc trồng cây - Công nghệ mới đem lai nhiều lợi ích cho môi trường”, Tạp chí Bảo vệ Môi trường,số 4, tr. 34-39. 16. Lê Đức, Nguyễn Cảnh Tiến Trình, Phạm Viết Dũng, Nguyễn Thị Thu Nhạn (2008), “Nghiên cứu các dạng As trong đất ô nhiễm do khai thác thiếc ở Hà Thượng - Đại Từ - Thái Nguyên”, Tạp chí Khoa học đất, số 30, tr. 87-92. 17. Lê Đức (2004), Nguyên tố vi lượng, Đại học Khoa học Tự nhiên, Hà nội (bài giảng lưu hành nội bộ) 23 18. Lê Đức (2004), Một số phương pháp phân tích môi trường, Nxb. ĐHQG Hà Nội 19. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn cho phép của kim loại nặng trong đất ở Việt Nam, QCVN 03:2008/BTNMT. 20. Phạm Hoàng Hộ, 1991-1993, Cây cỏ Việt Nam, Quyển 1-3. 21. Phạm Hoàng Hộ, 1999-2000, Cây cỏ Việt Nam, Quyển 1-3. Nxb. Trẻ. Tp. Hồ Chí Minh. 22. Đặng Đình Kim (2010), Báo cáo tổng kết Đề tài nghiên cứu cấp nhà nước KC08.04/06- 10, Nghiên cứu sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác khoáng sản, 400 trang. 23. Lê Văn Khoa, Nguyễn Xuân Cự, Trần Thiện Cường, Nguyễn Đình Đáp (2010) Giáo trình ô nhiễm môi trường đất và biện pháp xử lý, Nhà xuất bản giáo dục Việt Nam, 250 trang. 24. Lê Văn Khoa (2004), Sinh thái và môi trường đất, Nxb Đại học Quốc gia Hà Nội 25. Lê Văn Khoa, Nguyễn Xuân Quýnh, Nguyễn Quốc Việt (2007), Chỉ thị sinh học môi trường, Nxb giáo dục, Hà Nội. 26. Võ Văn Minh (2007), "Khả năng hấp thụ cadimi trong đất của cỏ Vetiver", Thông báo khoa học, Trường Đại học Sư phạm, Đại học Đà Nẵng. 27. Đặng Xuyến Như và cs (2003), Nghiên cứu xác định một số giải pháp sinh học (thực vật và vi sinh vật) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong nước thải ở Thái Nguyên. Báo cáo đề tài cấp Bộ, 230 trang. 28. Lê Hiền Thảo (1999), Hội thảo về hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam, Viện Môi trường và Tài nguyên ĐHQG HCM, 6 tr. 29. Nguyễn Quốc Thông, Đặng Đình Kim, Vũ Đức Lợi, Lê Lan Anh, Trần Dụ Chi, Vũ Văn Vụ (2003) “Hấp thụ kim loại nặng Cr và Ni từ nước thải mạ điện của cây cải soong (Nasturtium officinale)”, Hội nghị CNSH toàn quốc tháng 12-2003, Hà Nội 30. Phạm Tích Xuân (2011), “Nghiên cứu đánh giá ảnh hưởng của các bãi thải khai thác và chế biến khoáng sản kim loại đến môi trường và sức khỏe con người, đề xuất giải pháp giảm thiểu”, Hội nghị tổng kết chương trình khoa học công nghệ phục vụ phòng tránh thiên tai, bảo vệ môi trường và sử dụng hợp lý tài nguyên thiên nhiên, Nhà xuất bản Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, tr. 265-274. 31. Paul Trương, Trần Tân Văn, Elise pinners (2006), Cỏ Vetiver - hàng rào giảm nhẹ thiên tai, bảo vệ môi trường (bản dịch). 32. Trần Văn Tựa (2006), Báo cáo tổng kết đề tài nghiên cứu sử dụng các loài thực vật thuỷ sinh điển hình cho xử lý nước thải công nghiệp chứa kim loại nặng và nước thải công nghiệp chế biến thực phẩm, Đề tài cấp Viện KHCN Việt Nam. 24 33. UBND tỉnh Thái Nguyên (2004), Đề án tăng cường quản lý Nhà nước về tài nguyên khoáng sản tỉnh Thái Nguyên giai đoạn 2005-2010. 34. Viện Thổ nhưỡng nông hóa (1998), Sổ tay phân tích đất, nước, phân bón, cây trồng. Nhà xuất bản nông nghiệp, Hà Nội. TIẾNG ANH 35. Abandoned mine site characterization and cleanup handbook August 2000 EPA 910-B- 00-001. 36. Abou-Shanab, R.A., Delorme, T.A., Angle, J.S., Chaney, R.L., Ghanem, K., Moawad, H., Ghozlan, H.A. (2003), “Phenotypic characterization of microbes in the rhizosphere of Alyssum murale”, International Journal of Phytoremediation, 5, pp.367–379. 37. Akins, M.B., Lewis, R.J. (1976), “Chemical distribution and gaseous evolution of arsenic- 74 added to soils as DSMA-74As”, Soil Sci. Am. J. 40, pp. 655-658. 38. Alloway B. and D. Ayres (1993), Chemical Principles of Environmental pollution, Blackie Academy and Profesional 39. Alloway B. (1995), Heavy metal in soil, The university of reading U.K, 262p. 40. Agusa,T., Kunito, T., Fujihara, J., Kubota, R., Minh, T. B. M., Trang, P. T. K., Iwata, H., Subramanian, A., Viet, P. H. Tanabe, S (2006), “Contamination by arsenic and other trace elements in tube-well water and its risk assessment to humans in Hanoi, Vietnam”, Environmental Pollution, 139, pp. 95-106. 41. Alina Kabata – Pendias, Heryk Pendias (2001), Trace Elements in Soils and Plants, CRC Press, Isnc. Boca Raton, Florida. 42. Anh Nguyen (2005), “The soil pollution associated with mining in Vietnam”, Contaminated Agricultural Land Management and Remediation workshop, Hanoi 12 th – 13th Dec. 43. Aziz S. et al. (2002), Effects of compost on Arsenic leachability in soils and Arsenic uptake by a fern, Annual report. Dep. Of Environ. Protection, State of Florida. 44. Baker A. J. M, Brooks R. R. (1989) “Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements”. A review of their distribution ecology and phytochemistry, Biorecovery, 1, pp. 81-116. 45. Baker A. J. M, S. P. McGrath, R. D. H. Reeves (2000), Phytoremediation of contaminated soils and water, Eds. N. Terry and G. S. Banuelos. CRC, USA, pp. 85-107. 46. Baker, A. J. M., Reeves, R. D., Hajar, A. S. (1994), “Heavy metal accumulation and tolerance in British populations of the metallophyte Thlaspi caerulescens J. & C”, Presl (Brassicaceae), New Phytol, 127, pp. 61-68. 25 47. Barcelos J., and Poschenrieder C. (2003), “Phytoremediation: principles and perspectives”, Contributions to Science, institute d’Edtudis Catalans, Bacelona, pp. 333 – 344. 48. Blacksmith Institute New York (2007), The World’s Worst Polluted Places, The Top Ten of The Dirty Thirty, 70 pages. 49. Bridgwater, A.V., Meier, D., Radlein, D. (1999), “An overview of fast pyrolysis of biomass”, Org. Geochem, 30, pp. 1479–1493. 50. Brooks R R, Dunn C E and Hall G E M (1995), Biological Systems in Mineral Exploration and Processing, Ellis Horwood, Hemel Hempstead. 51. Butterworth J. et al (1972), Environmental Pollution 3, 72 pages. 52. Burd, Dixon DG, Glick BR (2000), “Plant growth-promoting bacteria that decrease heavy metal toxicity in plants”, Can J Microbiol, 46 (3), pp.237–245. 53. Cezary Kabala and Bal Ram Singh (2001), “Fractionation and Mobility of Copper, Lead, and Zinc in Soil Profiles in the Vicinity of a Copper Smelter” J.Environ.Qual.,Vol.30, March- April 2001, pp.485 - 491. 54. Chao-Yang Wei, Tong-Bin Chen (2006), “Arsenic accumulation by two brake ferns growing on an arsenic mine and their potential in phytoremediation”. Chemosphere, 63, pp. 1048–1053. 55. Chae Y.B., et al. (2004), “Recycling and decontamination of metal mine tailings”, ASEM workshop on Clean Technology, Hanoi, Vietnam, 11/2004, pp. 33- 44. 56. Charles Plummer (1996), “Interest Increases in Using Plants for Environmental Remediation”, Economic Research Service, USDA, pp. 32-36. 57. Channey R. et al (1997), “Phytoremediation of soil metals”, Current Opinion in Biotechnology, 8, pp. 279–284. 58. Chaney, RL., et al. (2000), “An improved understanding of soil Cd risk to humans and low cost methods to remediate soil Cd risks”. Bio Metal, 17, pp. 549 – 553. 59. CHEN Tongbin et al. (2002), “Arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. and its arsenic accumulation”, Chinese Science Bulletin, 47, No. 11, pp. 902-905. 60. CHEN Tongbin et al. (2003), “Cellular distribution of arsenic and other elements in hyperaccumulator Pteris nervosa and their relations to arsenic accumulation”, Chinese Science Bulletin, Vol. 48, No. 15, pp. 1586-1591. 61. Chen Tongbin, Liao Xiao-Young, Huang Zechun, Lei Mei, Li Wen-Xue, Mo Liang-yu, An Zhi-Zhuang, Wei Chao-Yang, Xiao Xi-Yuan and Xie Hua (2006), “Phytoremediation of Arsenic-Contaminated soils in China”, Methods in Biotechnology, 23, pp. 391-400. 26 62. Chen Tongbin, Fan Zhilian, Lei Mei, Guang Zechun & Wei Chaoyang (2002), “Effect of phosphorus on arsenic accumulation in As-hyperaccumulator Pteris vittata L. and its implication”, Chinese Science Bulletin, 47, pp.1876-1879. 63. CHEN ney, H.M.; ZHENG, C.R.; TU, C. and SHEN, Z.G (2000), “Chemical methods and phytoremediation of soils contaminated with heavy metals”, Chemosphere, Vol. 41, No. 1-2, pp. 229-234. 64. Christein K. (1999), “Arsenic standard for drinking water too high, national research council says”, Environ. Sci. Tech., 188A 65. Chiristina Lindskov, Finn Omit et al. (2002), Remediation of mixed contamination Soils and tar/PAH contaminated Soil. 66. Clayton L. et al. (1998), “Development of transgenic yellow poplar for mercury phytoremediation”, Nature Biotechnology, 16, pp. 925 – 928. 67. Cong Tu and Lena Q. Ma (2001), Effects of Arsenic Concentrations and Forms on Arsenic Uptake by the Hyperaccumulator Ladder Brake, Journal of Environmental Quality, 31, pp. 641-647. 68. Cong Tu, Lena Q. Ma and Bhaskar Bondada (2001), “Arsenic Accumulation in the Hyperaccumulator Chinese Brake and Its Utilization Potential for Phytoremediation”, Journal of Environmental Quality 31, pp. 1671-1675. 69. Cunningham S.D. et al. (1995), “Phytoremediation of contaminated soils”, Trends Biotechnol, 13, pp. 393-397. 70. C.Y.Wei et al. (2004), "An investigation of Heavy Metal Concentrations and Growth Condition of Arsenic Hyperaccumulator Pteris vittata L. grown in Southern China", Chemosphere, Vol. 40, No. 1-2, pp. 123-128. 71. Development US Environmental Protection Agency (2000), Introduction to phytoremediation. 72. Diels L, De Smet M, Hooyberghs L, Corbisier P (1999), “Heavy metals bioremediation of soil”, Molecular Biotechnology, 2, pp. 149-158. 73. Dietz AC and Schnoor JL (2001), “Advances in Phytoremediation”, Environmental Health Prospectives, Supplement 1, 109, pp. 163-169. 74. D’Mello J. (2002), Food safety, CABI Publishing. 75. Elizabeth Pilon-Smits and Marinus Pilon (2002), “Phytoremediation of Metals Using Transgenic Plants”, Critical Reviews in Plant Sciences, 21(5), pp. 439–456. 76. Elsgard, Lies Andersen (1998), “Microbial ethylene consumption in peat-soil during ethylene exposure of Begonia elatior”, Plant and Soil, 202(2), pp. 231-239. 27 77. EPA (2000), Introduction to Phytoremediation (EPA 600/R-99/107) US. Environmetal Protection Agency, Office of Research and Development, Cincinnati, OH. 78. Fleming G.A, Walsh T and Ryan P (1968), “Some factory infuencing the content and profile distribution of trace elements in Irish soils”. In proc, 9th Int, Cong soil sci, Vol2, Adelaied, Australia. 79. Francesconi K, Visoottiviseth P, Sridokchan W, Goessler W (2002), “Arsenic species in an arsenic hyperaccumulating fern, Pityrogramma calomelanos: A potential phytoremediator of arsenic-contaminated soils”, Sci Total Environ (4), pp. 27-35. 80. Freitas H., Prasad M.N.V. and Pratas J. (2004), “Plant community tolerant to trace elements growing on the degraded soils of Saos Domingos mine in the south east of Portugal: environmental implications”, Environment International, Vol. 30, pp. 65-72. 81. Freitas H., Prasad M.N.V. and Pratas J. (2004), “Analysis of serpentinophytes from north- east of Portugal for trace metal accumulation-relevance to the management of mine environment”, Chemosphere, Vol. 54, pp.1625-1642. 82. Giller, K. E., E. Rowe, N. de Ridder, and H. van Keulen (2006), “Resource use dynamics and interactions in the tropics: scaling up in space and time”, Agricultural Systems 88 (1), pp. 8–27. 83. Glick (1995), “Pathways and energetics of mitochondrial protein import in Saccharomyces cerevisiae”, Methods Enzymol, 260, pp. 224-231. 84. Gladd GM (1992), “Metal and microorganisms: A problem of definition FEMS”, Microbial Lett, 100, pp. 197-204. 85. Gonzaga Maria Isidoria Silva, Santos Jorge Antonio Gonzaga, Ma Lena Qiying (2006), “Arsenic phytoextraction and hyperaccumulation by fern species”, Scientia Agricola 63, pp. 90-101. 86. Ghosh, M., Singh, S.P. (2005), “A review on phytoremediation of heavy metals and utilization of its byproducts”, Applied ecology and environmental research, 3(1), pp. 1-18. 87. Gomez-Caminero A., P. Howe, M. Hughes, E. Kenyon, D.R. Lewis, M. Moore (2001), Arsenic and arsenic compounds, Inorganic chemistry, World Health Organization, Geneva. 88. H.M. Anawar et al. (2007), “Evaluation of various chemical extraction methods to estimate plant-available arsenic in mine soils”, Chemosphere 70 (8), pp. 1459-1467. 89. H.S. Lim, et al. (2004), “Heavy metal contamination and risk assessment in the vicinity of the abandoned songcheon Au-Ag Mine in Korea”, Procc.of II Inter. Conf. on Soil Poll. and Rem, pp. 5-7. 28 90. Huang Ze-Chun, Chen Tong-Bin, Lei Mei, Hu Tian-Dou (2004), “Direct Determination of Arsenic Species in Arsenic Hyperaccumulator Pteris vittata by EXAFS”, Acta Botanica Sinica, 46 (1), pp. 46-50. 91. Huang, J.W ang Cunningham, S.D (1996), “Lead phytoextraction: Species variation in lead uptake and translocation”, New Phytol, 134, pp. 75-84 92. Indira Chaturvedi (2004), “Phytotoxicity of cadmium and its effect on two genotypes of Brassica juncea”, Emir. J. Agric. Sci, 16(2), pp. 1-8. 93. Indira Chaturvedi (2006), “Effects of arsenic concentrations and forms on growth and arsenic uptake and accumulation by Indian mustard Brassica junces L.”, Genotypes, 7(1), pp. 31-40. 94. J. D Mello (2003), Food Safety - Contaminants and toxins, CABI Publishing. 95. JECFA (2000), Summary and conclusions of the fifty-fifth meeting, Geneva, World Health Organization, Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives. 96. Jerald L. Schnoor (2004), Phytoremediation Of Soil And Groundwater, Center for Global and Regional Environmental Research and Dept. of Civil and Environmental Engineering, The University of Iowa, IA 52242. 97. Kabata, A.; and Pendias, H. (1984), Trace Elements in Soils and Plants, CRC Press, Florida 98. Dang Dinh Kim, Bui Thi Kim Anh, Tran Van Tua, Nguyen Trung Kien, Do Tuan Anh, Le Thu Thuy (2008), “Heavy metal pollution in soils of four mining areas in Thai Nguyen province, Vietnam and potential for phytoremediation”, International Conference on Environmental Science and Technology Issues Related to the Urban and Coastal Zone Development. Osaka, Japan, pp. 376-384. 99. Kim W.I., et al. (2004), “Uptake of heavy metals by rice varieties grown on paddy soils collected near closed mine in Korea”, Procceding of II Internationce. Conference on of Soil pollution and Remediation, pp. 43-45. 100. Kubota H, và Takenata C. (2003), “Arabis gemmifera is a hyperaccumulator of Cd and Zn”, Inter.J. Phytoremediation, 5(3), pp. 197-201. 101. Lasat Mitch M. (2002), “Phytoextraction of toxic metals: a review of biological mechanisms”, Journal of environmental quality, 31(1), pp. 109-120. 102. Lei Mei, Chen Tongbin, Huang Zechun, Mo Liangyu and Liao Xiaoyong (2002), “An investigation of Heavy Metal Concentrations and Growth Condition of Arsenic Hyperaccumulator Pteris vittata L. grown in Southern China”, The first ASEM conference on Bioremediation, Hanoi, Vietnam, 39-40 29 103. Liao X. et al. (2004), “Root distributions and elemental accumulations of Chinese brake (Pteris vittata L.) from As-contaminated soils”, Plant and Soil, 261, pp. 109-116. 104. Lombi E., F. J. Zhao, S. J. Dunham and S. P. McGrath (2001), “Phytoremediation of Heavy Metal- Contaminated Soil”, Journal of Environmental Quality, 30, pp. 1919-1926. 105. Ma LQ, Komar KM, Tu C, Zhang WH, Cai Y, Kennelley ED (2001), “A fern that hyperaccumulates arsenic – a hardy, versatile, fast-growing plant helps to remove arsenic from contaminated soils”, Nature, 409, pp. 579-580. 106. Majeti Narasimha Vara Prasad, Helena Marie de Oliveira Freitas (2003), “Metal hyperaccumulation in plants - Biodiversity prospecting for phytoremediation technology”, Molecular Biology and Genetics, Vol. 6, No.3, pp.134-141. 107. McBride, M. (1989), “Reactions controlling heavy metal solubility in soils”, Advances in Soil Science, 10, pp. 41– 56. 108. Memon A.R, Akratoprakligil D., Ozdemir A.and Vertii Anastacsila (2001), “Heavy metal accumulation and detoxification mechanisms in plants”, Turk. J. Bot, 25, pp. 111-124. 109. Nies, D. H., and S. Silver (1995), “Ion efflux systems involved in bacterial metal resistances”, J. Ind. Microbiol, 14, pp.186-199. 110. Nordic Council of Ministers (2003), “Program for Nutrition Policy, Infant Feeding and Food Security”, Cadmium Review January Report World Health Organization Regional Office for Europe Scherfigsvej 8, 2100, Copenhagen Denmark. 111. Norris, L.A., Canutt, P.R. and Neuman, J.F. (1983), “Arsenic in the forest environment afterthinning with MSMA and cacodylic acid”, Bull. Envir. Contam. Toxico, 30, pp. 309-316. 112. Om Parkash Dhankher, Barry P. Rosen, Richard B. Meagher (2006), Enhanced arsenic uptake in Arabidopsis plants by suppressing endogenous arsenate reductase AtACR2 gene, The Proceedings of the National Academy of Sciences USA (PNAS), 103(14), pp. 5413-5418. 113. P.A. Wood (2001) “Remediation Method for Contamitated Sites”. Issues in Environmental Science and Technology No. 16, Royal Society of Chemistry, Cambridge, pp. 115-139. 114. Paul Truong and Loch R (2004), “Vetiver system for eronsion and sediment control”, Proc 13 th int soil conservation organisation conf, Brisbane, Australia, July. 115. Pilon-Smits EAH (2005), “Phytoremediation”, Annual Reviews in Plant Biology, 56, pp. 15-39. 116. Prasad M, Freitas H. (1999), “Feasible Biotechnological and Bioremediation strategies for serpentines soils and mine spoils”, EJB electronic journal of Biotechnology, Vol 2, No 1, pp. 36-45. 30 117. Prasad M.N.V and Freitas O.H.M (2003), “Metal hyperaccumulation in plants- Biodiversity prospecting for phytoremediation technology”, Electronic J. of Biotechnology, Vol 6, No.3, pp. 276-312. 118. Raskin, I., R.D. Smith and D.E. Salt. (1997), “Phytoremediation of metals: Using plants to remove pollutants from the environment”, Curr. Opin. Biotechnol, 8(2), pp. 221-226. 119. Rauser WE (1999), “Structure and function of metal chelator produced by plants the case of organic acids, phytin and metallothioneins”, Cell Biochem. Biophys, 31, pp. 19-48. 120. Richard B. Meagher (1998), “Genetically Altered Hybridomas, Myelomas and B Cells that facilitate the Rapid Production of Monoclonal Antibodies”, Annu. Rev. Immunol, 10, pp. 97-121. 121. Richards et al. (1996), “Reconstitution of B cell antigen receptor-induced signaling events in a nonlymphoid cell line by expressing the Syk protein-tyrosine kinase”, J Biol Chem, 271, pp. 58-66. 122. Roberto Pellacani Guedes Monteiro, and Rubens Martins Moreira (2005), “Arsenic Speciation in Plant Samples from the Iron Quadrangle, Minas Gerais, Brazil”, Springer- Verlag, Animal Production in Australia 25, pp. 305-312. 123. Salt D.E. et al. (1995), “Phytoremediation: A novel strategy for the removal of toxic metals from environmental using plants”, Biotechnology, Vol. 13, pp. 468-473. 124. Saxena PK. et al (1999), “Phytoremediation of heavy metal contaminated and polluted soils”, In: MNV prasad & J Hagemayr (eds) Heavy metal stress on plants, From molecules to ecosystems, Springer Verlag, Berlin, pp. 305-329. 125. Shelmerdine P.A., C.R. Black, S.D. Young and S.P. Mcgrath (2004), “Phytoremediation of arsenic-contaminated soils using the hyperaccumulating fern Pteris vittata” Proceedings of the 2nd International Conference on Soil Pollution and Remediation, Nanjing, China, pp. 205-213. 126. Shelmerdine PA, Black CR, McGrath SP, Young D (2009), “Modelling phytoremediation by the hyperaccumulating fern, Pteris vittata, of soils historically contaminated with arsenic”, Environ Pollution, 157, pp. 1589-1596. 127. Sheila M. Ross (1994), Toxic metals in Soil-plant systems, John Wiley & Sons, United Kingdom 128. Silver, S.(1996), “Bacterial resistances to toxic metal ions- a review”, Gene,179, pp. 9- 19. 129. Smedley, P.L., Kinniburgh, D.G (2002) “A review of the source, behavior and distribution of arsenic in natural waters”, Appl. Geochem, 17, pp. 517–568. 31 130. Soczo and Visscher (1991), Research and development programs for environmental biotechnology in the Netherlands. BE9200956 131. St. Hollinger and M. Lücke (1998), “Model for convection in binary liquids”, Physical Review E 57 (4), pp. 4250-4264. 132. Sudhakar Srivastara, Seema Mishra and R.D. Tripatri (2004), Phytoremediation of Hazardous Lead from Environment, Archives of EnviroNews-Newsletter of ISEB India. 133. Nguyen Quoc Thong, Dang Dinh Kim, Vu Duc Loi, Tran Van Tua and Le Lan Anh (2002), “Heavy metal removal and organic matters reduction by some aquatic plants”, ASEM conference on bioremediation, Hanoi, 9/2002. 134. Tinker J. (1971), New Sci. 50, 497 pages 135. Timothy Oppelt E. (2000), Introduction to Phytoremediation. National Risk Management Research Laboratory, Office of Research and Development, U.S. Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio 45268. 136. Truong P. (2006), Wastewater Treatment and Phytoremediation with Vetiver Grass. Cantho University. Vertiver system: Disaster mitigation and environmental protection in Vietnam. Proceedings regional vetiver conference 19-21 Jan, 2006. 137. US-EPA (2002), Arsenic treatment technologies for soil, waste and water, 132 pages. 138. Wei C.T. and Chen T.B (2005), “Arsenic accumulation by two brake fern growing on arsenic mine and their potential in Phytoremediation”, Chemosphere, 63(6), pp. 1048-1053. 139. Weiersbye I.M. and Witkowski ETF (2006), “Floristic composition of gold and uranium tailings dams and adjacent polluted areas”, Bothalia 36 (1), pp. 101-127. 140. WHO (2003), Cadmium in drinking-water. Background document for preparation of WHO Guidelines for drinking-water quality, World Health Organization (WHO/SDE/WSH/03.04/80). 141. W.I. Kim et al. (2004), “Uptake of heavy metals by rice varieties grown on paddy soils collected near closed mine in Korea”, Proc. of II Inter. Conf. on Soil Poll. and Rem; pp. 43- 45. 142. World Health Organization, Geneva (2001), Arsenic and arsenic compounds. 143. Wongkongkatep J.K., Fukushi (2003), “Arsenic uptake by native fern species in Thailand, effect of chelating agent on hyperaccumulation of arsenic by Pityrogramma calomelanos”, J. of Environ. Sci. and health. Part A. 38, pp. 27-73. 144. Wong M.H. (2003), “Ecological restoration of mine degrated soils with emphasis on metal contaminated soil”, Chemosphere 50(6), pp. 775-780. 32 145. Zhu Y.G., Chen S.B.,Yang J.C (2004), “Effects of soil amendment on lead uptake by two vegetable crops from a lead-contaminated soils from Anhui, China”, Environment International, 30, pp. 352-356. 146. Zhu, YL et al. (1999), "Overexpression of Glutathione Synthetase in Indian Mustard Enhances Cadmium Accumulation and Tolerance", Plant Physiol., 119, pp. 73-79.