Đề tài Nghiên cứu khả năng sử dụng cây phát lộc để cải tạo bùn thải đô thị và thu sinh khối cho mục đích kinh tế

đó chứa nhiều chất ô nhiễm, mầm bệnh và đặc biệt là các chất độc hại khi thấm vào đất làm ô nhiễm đất và ô nhiễm tầng nước ngầm [10]. Thành phần các kim loại trong bùn thải gây độc cho cây trồng và các sinh vật trong đất. Nếu con người ăn phải các cây trồng trên đất hay người dân sống gần bãi chôn lấp có nguy cơ tiếp xúc đất ô nhiễm qua nguồn nước, chuỗi thức ăn dẫn đến tích lũy sinh học gây tử vong. Chất hữu cơ trong bùn thải bị phân hủy nhanh tạo thành các sản phẩm trung gian và sản phẩm phân hủy bốc mùi hôi thối làm ô nhiễm không khí [1]. Theo khảo sát về chất thải toàn cầu  của Tổ chức Hàng hải quốc tế: Cứ tạo ra sản phẩm quốc nội (GDP) 1 tỷ đô la thì sẽ làm phát sinh 4.500 tấn chất thải công nghiệp, trong đó 20% là chất thải nguy hại. Ở TP. Hồ Chí Minh phát sinh khoảng 1,2 triệu tấn bùn thải/tháng. Dự báo đến năm 2015 số lượng bùn thải sẽ tăng lên khoảng 3 triệu tấn/tháng, năm 2020 sẽ không dưới 4 triệu tấn/tháng. Trong đó, bùn thải nguy hại hiện nay có khoảng từ 250–300 tấn/ngày, chưa kể đến bùn thải từ các tỉnh lân cận đưa về thành phố để xử lý từ 150–200 tấn/ngày [1]. Phân loại các loại bùn thải, sơ bộ có thể chia thành 3 loại như sau: Bùn thải sinh học: có mùi hôi thối song không độc hại. Có thể dùng để sản xuất phân hữu cơ bằng cách cho thêm vôi bột để khử chua; than bùn; cấy vi sinh, dùng chế phẩm EM để khử mùi sẽ thành phân hữu cơ tổng hợp. Giá thành rẻ, chất lượng không thua kém các loại phân hữu cơ bán trên thị trường; Bùn thải không độc hại: không cần xử lý, có thể sử dụng vào nhiều mục đích khác nhau; Và bùn thải nguy hại: có chứa các kim loại nặng như: Cu, Cr, Mn, Zn, Ni, Cd, Pb, Hg, Se, Al, As… nhất thiết phải được xử lý trước khi thải ra môi trường vì có tính độc cao đối với sinh thái và sức khỏe con người [11]. 1.1.2. Hiện trạng thu gom và quản lý bùn thải 1.1.2.1. Tình hình quản lý bùn thải ở ngoài nước Ở Tây Âu, hàng năm có khoảng 7 triệu tấn bùn được sinh ra, bùn ở các nước Tây Âu đa số vẫn thải bỏ ra các bãi chôn lấp, chỉ ứng dụng khoảng 10% - 70% lượng bùn được sử dụng trong nông nghiệp để làm phân bón (Tây Ban Nha 68% năm 2001 và 66% năm 2003; Thụy Điển 13% năm 2001 và 9% năm 2004). Hiện trạng phương pháp xử lý bùn tại đây là ổn định bùn, tách nước, sấy khô, đốt, phân hủy, sản xuất nhiên liệu từ bùn, quy trình oxy hóa trong điều kiện ẩm và quy trình tuần hoàn dinh dưỡng. Ở Mỹ, ước tính khoảng 7,6 triệu tấn bùn khô phát sinh mỗi năm, với 2/3 là sử dụng có ích. Canada phát sinh khoảng 0,4 triệu tấn khô, trong đó 43% làm nông nghiệp, 47% đem đốt và 4% đem đi chôn lấp (Apedaile, 2001) [10], [11]. Ở Nhật Bản thải 428 triệu m3 bùn lỏng hay 2147569000 kg trong lượng khô. Tỷ lệ bùn được tận dụng khoảng 66%. Hệ thống thải bỏ chủ yếu là bãi chôn lấp chiếm 34% trong tổng số. Bùn thải ra ngoài biển chiếm rất ít 0,1%. Bùn thải thường được đưa đến các nhà máy sản xuất xi măng Porland, khi đó bùn hay tro thiêu đốt bùn được sử dụng làm vật liệu thô thay thế cho xi măng Porland, có tỷ lệ ứng dụng 27,2% năm 2005. Ngoài ra, còn ứng dụng đóng rắn bằng nhiệt tạo tành sỏi, gạch, xỉ kim loại nấu chảy tạo ra khối kết hợp màu sáng. Tỷ lệ ứng dụng 13,7% và đang giảm dần [10]. Tại Hàn Quốc, bùn thải công nghiệp và đô thị khoảng 2,4 triệu m3/năm, tái sử dụng 9,9%, đem chôn lấp 1,4%, thiêu đốt 11,7%, đổ ra biển 77%. Biển là nơi chính tiếp nhận bùn ở Hàn Quốc, nơi thải cách bờ biển 200 m. Hiện nay luật kiểm soát cấm chất ô nhiễm thải hữu cơ thải ra biển ngày 1/7/2003 [11]. Trên thế giới có nhiều công trình nghiên cứu và ứng dụng xử lý bùn thải có hiệu quả như là: tại Australia, H. Mattenberger và nnk (2008) đã nghiên cứu tro bùn thải xác định thông số ảnh hưởng đến việc loại bỏ kim loại nặng trong quá trình xử lý bằng nhiệt hóa học. Kết quả sau khi khử độc người ta sử dụng bùn thải làm phân bón hữu cơ giàu photphos [11]. Tại Đức, Bodo Grob và nnk (2007) đã tận dụng năng lượng từ việc đốt bùn để dùng cho chính nhà máy xử lý nước thải, hai quá trình được sử dụng đều qua 4 giai đoạn: tách nước và sấy bùn, hóa khí bằng phương pháp hóa khí tầng sôi, tiếp theo là quá trình làm sạch khí và cuối cùng là tạo ra năng lượng hữu ích qua bộ CHP (Combined heat and Power unit). Tại Tây Ban Nha, G. Gasco và cộng sự (2006) đã nghiên cứu thành phần của bùn thải từ cống thải sinh hoạt và các tác động trên đất và cây ôliu, nghiên cứu chỉ ra rằng tỷ lệ kim loại trong đất càng cao thì trên cây trồng càng lớn. Đồng thời chứng minh được rằng cây ôliu hấp thụ được kim loại [10], [11]. 1.1.2.2 . Tình hình quản lý bùn thải ở Việt Nam Hệ thống thoát nước đô thị của Việt Nam chủ yếu là hệ thống thoát nước chung cho cả 3 loại nước thải là nước thải sinh hoạt, nước thải sản xuất và nước mưa. Hệ thống thoát nước đô thị bao gồm các tuyến cấp I (cống chính hoặc kênh mương), tuyến cống cấp II (cống lưu vực) và cống cấp III (thu gom nước thải và nước mưa trực tiếp từ các đường phố và khu dân cư). Trên hệ thống thoát nước còn có các trạm bơm và hồ điều hoà. Phần lớn hệ thống thoát nước các đô thị lớn đều đã được xây dựng từ lâu, xuống cấp và quá tải. Hệ thống cống thoát nước mới chỉ đảm bảo phục vụ khoảng 50% – 60% dân số ở các thành phố lớn và 20% – 40% ở các đô thị nhỏ. Với cơ sở vật chất – kỹ thuật chưa đầy đủ lại đang bị xuống cấp, phạm vi hoạt động của hệ thống thoát nước đô thị Việt Nam rất hạn chế [2]. Quá trình đô thị hoá làm cho lưu lượng nước thải và nước mưa tăng nhanh trong những năm gần đây, nhưng hệ thống thoát nước cải tạo và xây dựng mới không đáp ứng kịp nên tình trạng ứ đọng và ngập úng nước mưa, ô nhiễm nguồn nước mặt ngày càng trầm trọng, đặc biệt tại các đô thị lớn như Hà Nội, TP. Hồ Chí Minh, Hải Phòng và Đà Nẵng [12]. Các đô thị vùng đồng bằng thường bị ngập lụt dài ngày trong mùa mưa. Các đô thị vùng núi thì bị lũ quét làm hư hỏng các công trình xây dựng, ách tắc giao thông, cản trở sản xuất gây thiệt hại về kinh tế lớn. Các đô thị còn lại ở vùng đồng bằng và ven biển, cốt nền thấp và địa hình bằng phẳng nên tình hình ngập úng càng phức tạp và khó khăn hơn. Hầu hết các đô thị chưa có trạm xử lý nước thải tập trung. Nước thải sinh hoạt, bệnh viện, công nghiệp không qua xử lý mà xả thẳng vào hệ thống cống thành phố, hồ ao, kênh rạch, sông ngòi gây ô nhiễm nặng nề cho môi trường, ảnh hưởng xấu đến sức khoẻ cộng đồng và cảnh quan, cản trở đầu tư và du lịch thành phố[11]. Trong tất cả các loại bùn cặn trên, bùn cặn trong mạng lưới thoát nước (cống, kênh mương và hồ) không tập trung, khó thu gom và thành phần phức tạp nhất. Các loại bùn cặn này dễ gây ô nhiễm môi trường sông hồ, làm giảm sút oxy và mất cân bằng sinh thái trong nguồn nước mặt. Với số lượng lắng đọng lớn, bùn cặn trên mạng lưới thoát nước gây cản trở dòng chảy, hạn chế điều kiện tiêu thoát nước, đặc biệt là thời gian đầu mùa mưa [11]. Đối với hệ thống thoát nước các khu vực công nghiệp, bùn thải tại các sông thải nước thải trực tiếp, trong bùn cặn có thể tồn tại kim loại nặng nên khó xử lý và sử dụng. Nghị định số 88/2007/NĐ-CP ngày 28/5/2007 về thoát nước đô thị và khu công nghiệp đã quy định những nhiệm vụ của các đơn vị thoát nước và những nội dung quản lý thoát nước đô thị [12]. Theo quy định, các tuyến cống, mương, hố ga phải được nạo vét để bảo đảm dòng chảy theo thiết kế. Tuy nhiên, trong Nghị định cũng chưa nêu rõ nội dung công tác vận chuyển và xử lý bùn cặn của hệ thống thoát nước. Hệ thống thoát nước đô thị hiện nay được giao cho các Công ty TNHH Nhà nước một thành viên thoát nước đô thị (đối với các đô thị loại đặc biệt và loại I trực thuộc TƯ), các công ty môi trường đô thị, công ty cấp thoát nước hoặc công ty dịch vụ công trình đô thị (đối với các đô thị khác). Các đơn vị này thực hiện các nhiệm vụ nạo vét bùn cặn mạng lưới thoát nước (cống và kênh mương), vận chuyển và đưa đi chôn lấp với mục đích duy trì hoạt động thoát nước là chính. Việc hút, vận chuyển và bùn bể tự hoại phần lớn được các đơn vị thoát nước thực hiện. Tuy nhiên, đối với nhiều đô thị, nhiệm vụ này còn chồng chéo giữa công ty thoát nước và công ty môi trường đô thị như ở TP. Hà Nội, TP. Hồ Chí Minh, TP. Đà Nẵng [2]. Một số nơi để xã hội hoá trong việc vận hành hệ thống thoát nước, nhiều đơn vị tư nhân cũng tham gia vào hút và vận chuyển bùn bể tự hoại, nạo vét cống mương thoát nước. Điều kiện trang thiết bị kỹ thuật cho nạo vét và vận chuyển bùn cặn còn hạn chế và chưa đồng bộ. Ở nhiều đô thị nhỏ, công tác vận hành duy tu mạng lưới thoát nước còn thủ công nên hiệu quả nạo vét bùn cặn mương cống còn hạn chế. Việc chôn lấp và xử lý bùn cặn thoát nước, bùn bể tự hoại chưa có được quy trình thống nhất. Bùn cặn cống và bùn bể tự hoại ở mỗi địa phương xử lý theo mỗi kiểu khác nhau. Bùn cặn chủ yếu là đổ đống, nước bùn tự thấm hoặc tự chảy ra các kênh mương ao hồ xung quanh. Một số nơi bùn cặn hệ thống thoát nước được chôn lấp cùng rác thải sinh hoạt. Bùn cặn và nước bùn không được xử lý triệt để là nguyên nhân gây ô nhiễm môi trường nước, đất và không khí khu vực [1], [10], [11]. Hiện nay tại Đà Nẵng, từ năm 2008 đến năm 2009 lượng bùn thải nạo vét từ các nhà vệ sinh công cộng, hố tự hoại hay cống rãnh thoát nước đô thị được vận chuyển và đổ tại bãi rác Khánh Sơn cũ (02 hồ xử lý nước rỉ rác được tận dụng lại). Đến nay các hồ chứa bùn ở đây đã không còn khả năng tiếp nhận được nữa, bên cạnh đó bãi rác Khánh Sơn cũ đang trong giai đoạn đống cửa nên việc đổ bùn thải gặp nhiều khó khăn.Theo thống kê, hằng ngày lượng bùn thải nạo vét từ các sông, cống rãnh trên địa bàn thành phố Đà Nẵng khoảng 75-100m3 do Công ty Thoát nước đô thị thành phố Đà Nẵng thực hiện [1]. Với lượng bùn thải lớn như vậy và bãi đổ cũ không còn khả năng tiếp nhận được nữa nên nhất thiết phải xây dựng một hệ thống chứa bùn mới có công suất lớn hơn nhằm đáp ứng nhu cầu đổ bùn thải hiện tại và trong tương lai. Mục tiêu của hệ thống chứa bùn nạo vét từ sông, cống rãnh mới là chứa được khoảng 50.00m3/năm tương đương với 135m3/ngày [1], [12]. Ở TP. Hồ Chí Minh có hai cấp được giao nhiệm vụ trực tiếp thực hiện chức năng duy tu nạo vét hệ thống cống thoát nước là cấp Thành phố và cấp quận, huyện. Công ty thoát nước đô thị chịu trách nhiệm duy tu nạo vét khoảng 746 km đường cống cấp I, cấp II có đường kính D800 trở lên và 56 km các loại kênh rạch. Cấp quận huyện gồm các công ty dịch vụ công ích quận huyện duy tu nạo vét các cống nhỏ đường kính D600 trở xuống với tổng chiều dài hơn 1000 km [10]. Theo số liệu của sở tài nguyên và môi trường năm 2007, tại TP. Hồ Chí Minh mỗi ngày công tác nạo vét và vệ sinh mạng lưới thoát nước thải ra khoảng 2000 – 2200 tấn (vào mùa khô); Các nhà máy xử lý nước thải tập trung của 7 khu công nghiệp và của các nhà máy lớn thải ra khoảng 200 – 250 tấn bùn thải; Công tác hút bể tự hoại thải ra khoảng 300 – 350 tấn, công tác nạo vét kênh rạch sinh ra khoảng vài trăm nghìn tấn bùn/năm. Trong tương lai gần (đến năm 2010), các dự án môi trường sẽ sinh ra khoảng 2,0 – 2,5 triệu m3 bùn nạo vét hệ thống kênh Nhiêu Lộc - Thị Nghè, Tàu Hũ – Bến Nghé và kênh Đôi – kênh Tẻ, các nhà máy xử lý nước thải tập trung của thành phố với công suất 200.000 đến 500.000 m3/ngày. Hầu hết lượng bùn này hiện nay chưa có phương án giải quyết, chủ yếu đỏ vào hai bãi bùn riêng của Công ty thoát nước đô thị hoặc đổ chung vào các bãi rác [11]. Công ty Thoát nước đô thị Hà Nội chịu trách nhiệm quản lý: 513, 35 km đường cống các loại; 80,55 km kênh mương; 46,13 km sông thoát nước; 44 hồ điều hoà và các công trình trạm bơm, trạm xử lý nước thải. Từ dự án thoát nước Hà Nội giai đoạn I, Công ty được trang bị đầy đủ một hệ thống xe hút và vận chuyển bùn cống tương đối hiện đại. Ngoài việc vét và nạo hút bùn cống, hệ thống cơ giới này còn tham gia vào việc hút bùn bể tự hoại cho nhiều hộ thoát nước. Tuy nhiên đối với sông mương và hồ điều hoà, phương pháp nạo vét bùn cặn chủ yếu vẫn là phương pháp thủ công. Một số phương tiện như tầu cuốc, máy hút bùn được thử nghiệm trên sông hồ nhưng không hiệu quả. Lượng bùn với độ ẩm lớn rất khó vận chuyển và thường chảy ra đường phố, gây ô nhiễm môi trường. Số lượng bùn cặn được công ty thoát nước Hà Nội nạo vét và vận chuyển về bãi chứa bùn Yên Sở năm 2008 là 112.566 tấn. Bãi đổ hiện đủ sức chứa để tiếp tục nhận bùn cặn thêm một vài năm nữa. Tuy nhiên bãi chứa bùn không được thiết kế hợp lý nên nước bùn chưa được thu gom và xử lý đúng quy trình [13]. Vấn đề xử lý bùn cặn cũng đã có đề cập đến trong một số dự án và chương trình nghiên cứu khoa học. Dự án vệ sinh môi trường 3 thành phố Hải Phòng, Hạ Long và Đà Nẵng do Ngân hàng Thế giới tài trợ đã có một số hạng mục công trình như chứa và chôn bùn tại các bãi Tràng Cát (Hải Phòng), kết hợp xử lý bùn cặn nước thải với bùn cặn bể tự hoại tại hố xử lý bùn tại trạm XLNT Cái Dăm [13]. Công ty CDM (Mỹ) cũng đang đề xuất một số giải pháp xử lý bùn cặn trong hệ thống thoát nước lưu vực kênh Nhiêu Lộc – Thị Nghè (TP. Hồ Chí Minh). Tuy nhiên cho đến nay vẫn chưa có một nghiên cứu nào hoàn chỉnh về đặc điểm các loại bùn cặn trong hệ thống thoát nước đô thị nước ta, các biện pháp thu gom, vận chuyển và xử lý bùn cặn chưa hợp lý, không kinh tế và còn gây mất mỹ quan hoặc ô nhiễm môi trường khu vực [10], [11]. 1.2. Các phương pháp xử lý ô nhiễm KLN trong bùn thải Quá trình xử lý bùn thải ô nhiễm đạt được hiệu quả hay không, tùy thuộc vào sự lựa chọn phương pháp. Có nhiều phương pháp được sử dụng như phương pháp vật lý, hóa học và sinh học. Hay có thể kết hợp giữa biện pháp hóa lý hay lý sinh. Biện pháp vật lý xử lý ô nhiễm bùn thải là sử dụng các lực vật lý tác động vào môi trường đất làm thay đổi cấu trúc của các chất ô nhiễm nhưng không có bản chất hóa học. Biện pháp hóa học làm thay đổi tính chất ô nhiễm, biến đổi chúng thành dạng ít ô nhiễm hơn. Còn biện pháp sinh học: dùng các đối tượng sinh học như vi sinh vật, nấm hay thực vật để hấp thu, phân hủy các chất ô nhiễm. Có hai dạng xử lý ô nhiễm bùn thải dựa theo cách thức tiến hành: insitu là xử lý trực tiếp trên cùng bùn thải ô nhiễm, và exsitu là lấy bùn thải ô nhiễm ở khu vực ô nhiễm đến nơi khác xử lý [8], [10]. 1.2.1. Phương pháp hóa lý Có rất nhiều phương pháp lý, hóa để xử lý ô nhiễm như: biện pháp dùng nhiệt ex situ, biện pháp nung bùn (incineration), rửa bùn thải (soil washing hay soil flushing), trao đổi ion, cố định chất ô nhiễm, biện pháp oxy hóa hóa học, thủy tinh hóa (vitrification) hay biện pháp cơ học là chôn lấp bùn thải [10]. Dưới đây là những biện pháp xử lý ô nhiễm bùn thải thường áp dụng: 1.2.1.1. Điện động học Nguyên tắc: phương pháp này dùng một dòng điện cường độ thấp, tác động trực tiếp qua cặp điện cực cắm xuống bùn thải ở mỗi đầu của khối bùn bị ô nhiễm. Dòng điện gây nên hiện tượng điện thẩm thấu và làm các ion di động. Người ta có thể thu được kim loại ở điện cực. Có thể thêm các chất hoạt động bề mặt để tăng tính tan của kim loại và giúp chúng dễ dàng di chuyển đến các điện cực [10]. 1.2.1.2. Thủy tinh hóa Nguyên tắc: phương pháp này ex-situ sử dụng dòng điện trực tiếp để làm nóng chảy bùn lắng và những vật liệu khác ở nhiệt độ rất cao (1600-20000C). Các chất hữu cơ bị nhiệt phân và bay hơi ở nhiệt độ cao. Hơi nước và khí của các chất hữu cơ bị cháy được hút lại khi nguội, những chất rắn đã bị nóng chảy sẽ hình thành thể thủy tinh, làm bất động hầu hết các chất vô cơ. Thời gian thực hiện có thể kéo dài từ 6-24 tháng, tùy thuộc vào mục tiêu xử lý, quy mô vùng đất xử lý và tính chất chất thải [1o]. 1.2.1.3. Oxy hóa khử các chất ô nhiễm Nguyên tắc: phản ứng oxy hóa khử sử dụng các chất hóa học để gia tăng phản ứng oxy hóa khử. Những tác nhân oxy hóa thường sử dụng là ozone, hydrogen peroxide, hypochlorine và chlorine dioxid. Tác nhân khử thường dùng sắt sulfate, sodium bisulfite, biến đổi các chất ô nhiễm thành các chất ít ô nhiễm hơn. Lĩnh vực ứng dụng: thường sử dụng nhất để khử Cr(VI) thành Cr(III); oxy hóa Ar(III) thành Ar(V), oxy hóa cyanide thành CO2 và N2 [11]. 1.2.1.4. Phương pháp chôn lấp an toàn Là biện pháp cô lập chất thải nguy hại, ngăn chặn phát tán ra môi trường, có thể đóng gói an toàn hoặc hóa rắn trước khi chôn. Nơi chôn phải được khảo sát kỹ về địa hình, thổ nhưỡng, thủy văn hạn chế gần khu dân cư, đất trồng cây lương thực, gần sông suối, gần nguồn nước sử dụng trong sinh hoạt. Cần có biện pháp kiểm soát các tác nhân gây hại, các khí sinh ra, nước rò rỉ, nước thẩm thấu [8]. 1.2.2. Biện pháp sinh học 1.2.2.1. Sử dụng vi sinh vật: biện pháp xử lý in-situ Sử dụng vi sinh vật để phân hủy các chất ô nhiễm bằng cách cung cấp đầy đủ chất dinh dưỡng và không khí cho chúng. Tuy nhiên đối với những nơi có nồng độ cao sẽ gây độc cho vi sinh vật. Chưa ứng dụng nhiều trong việc xử lý ô nhiễm kim loại trong bùn thải, mà thường là kết hợp với biện pháp CNTV để xử lý để tăng hiệu quả xử lý ô nhiễm [8]. 1.2.2.2. Sử dụng thực vật Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm là công nghệ sử dụng các đối tượng thực vật có khả năng hút và tích lũy chất ô nhiễm. Thực vật có thể chuyển chất độc thành chất không độc hay tạo thành chất dinh dưỡng làm sinh khối cố định tại các cơ quan trong cơ thể. Chất ô nhiễm có thể được hút trực tiếp đến các bộ phận trong cơ thể như rễ hoặc thân, lá [14]. Việc sử dụng các biện pháp khôi phục cải tạo đất nhờ thực vật cho thấy nhiều tiềm năng. Có hai phương pháp phổ biến nhất: Sự cố định kim loại nhờ thực vật (Phytostabilization) hay sự cố định kim loại tại chỗ bằng cách tái tạo thảm thực vật, có hay không có bổ sung các kim loại không độc và các chất phụ trợ làm gia tăng độ màu mỡ của đất. Và sự chiết tách nhờ thực vật (Phytoextraction) (sự chiết tách sinh học nhờ các thực vật siêu tích lũy) [8], [9]. Đối với những vùng đất trọc bị ô nhiễm nặng, việc áp dụng các tác nhân cố định mạnh và sự tái tạo thảm thực vật ngay sau đó có thể là một phương pháp hữu hiệu và hợp lý về mặt giá cả, đặc biệt đối với đất nông nghiệp, vườn rau, những khu công nghiệp cũ và những khu đất chứa rác. Sự cố định lâu dài và hiệu quả các kim loại sẽ góp phần làm giảm hoạt tính sinh học của các kim loại [20]. Tiếp theo, thảm thực vật sẽ được phục hồi để ổn định đất. Bên cạnh những lợi ích về mặt thẩm mỹ, lớp thực vật còn cung cấp khả năng kiểm soát ô nhiễm và tạo sự cân bằng cho đất. Sự xói mòn do gió có thể được ngăn ngừa và một khả năng cố định kim loại có hiệu quả đã được chứng minh [8]. So sánh lợi ích và chi phí xử lý ô nhiễm bùn thải của các phương pháp: Bảng 1.1. Chi phí thực hiện các biện pháp xử lý ô nhiễm đất Biện pháp Chi phí (USD/tấn) Thủy tinh hóa ( vitrification) 75 - 425 Lấp bùn lắng (landfilling) 100 - 500 Electrokinetic (điện động học) 20 - 200 Hóa học (chemical treatment) 100 - 500 Phytoextraction 5 - 40 Như vậy, để xử lý cho một tấn bùn thải, phương pháp điện động học cần chi phí gấp 5 lần và phương pháp hóa học gấp 10 lần so với biện pháp sử dụng thực vật. Ngoài ưu thế về chi phí, xử lý ô nhiễm bằng công nghệ thực vật còn có nhiều ưu điểm: không tạo ra những sản phẩm phụ, những chất phụ gây độc hại, cải tạo vùng đất trước đây không có thực vật nào tồn tại được, tạo cảnh quan sinh thái và quan trọng là ngăn chặn được sự xói mòn và phát tán ô nhiễm do gió và nước.Vì vậy, hiện nay CNTV xử lý đang được đầu tư nghiên cứu rất mạnh trên thế giới như là một biện pháp an toàn, bền vững và đầy triển vọng [9]. 1.3. Công nghệ thực vật xử lý ô nhiễm môi trường 1.3.1. Giới thiệu Khả năng làm sạch môi trường của thực vật đã được biết đến từ thế kỷ XVIII thông qua các công trình nghiên cứu của Joseph Pries, Antoine Lavoissier, Karl Sheele và Jan Ingenhousz. Tuy nhiên mãi đến những năm 1990 phương pháp này mới được nhắc đến như một loại công nghệ mới dùng để xử lý môi trường đất bị ô nhiễm bởi các KLN, các hợp chất hữu cơ [4]. Hiện nay, các nhà khoa học đã nghiên cứu tìm ra nhiều loài thực vật góp phần cải thiện môi trường, đặc biệt trong vấn đề xử lý ô nhiễm KLN. Đến nay người ta đã phát hiện hơn 400 loài phân bố trong 45 họ thực vật có khả năng hấp thụ KLN (Reever và baker,2000). Baker (trường đại học Shefied, Anh) và Brooks ( Đại học Massey, New Zealand) khi nghiên cứu về khả năng siêu hấp thụ kim loại nặng của một số loài thực vật như: Thlaspi, Alpine pennycress, Alyssum, cho thấy các loài này có thể sống và tích lũy kim loại như Co, Cu, Cr, Pb với hàm lượng lên đến 100 mg/g và Zn, Mn đến 1000mg/g [9] [16]. Tại Trung Quốc, Ma và cộng sự (2001) nghiên cứu và kết luận rằng loài Dương xỉ (Pteris Vittati) có khả năng hút đến 95% As từ đất lên chồi và nồng độ As trong chồi có thể đạt tới 23000 µg/g trọng lượng khô [18]. Ở Việt Nam, nhiều nhà khoa học đã nghiên cứu về cỏ Vetiver cho kết quả có sức sống rất cao đối với những kim loại nặng. Với Pb hàm lượng gây độc đối với đa số thực vật từ 1 đến 10 ppm, còn đối với cỏ hương bài từ 21 đến 72ppm. Tương tự với Cd ngưỡng độc cho cỏ Vetiver là 45 ppm,nhưng đối với thực vật khác từ 5 đến 20 ppm. Một phát hiện hấp dẫn ở cỏ Vetiver là trong khi ngưỡng độc hại của nó đối với Cr từ 5-18 ppm và với Ni la 347 ppm thì đối với đa số thực vật khác lại bị tác động ở hàm lượng Cr từ 0,02- 0,20ppm và Ni từ 10 đến 30ppm [18]. Theo Diệp Thị Mỹ Hạnh (Đại học Khoa Học Tự Nhiên – ĐHQG TP Hồ Chí Minh) cây Thơm ổi (Lantana Camar) có thể sống trên đất ô nhiễm Pb từ 1000 – 20000ppm và hấp thụ Pb trong rễ gấp 470 – 4908 lần so với cây thực vật thông thường [14]. Bên cạnh những khả năng vốn có của thực vật, sự can thiệp công nghệ sinh học nhằm tạo ra các loài thực vật vừa có khả năng siêu hấp thụ vừa tăng sinh khối, đã mở ra một triển vọng mới cho công nghệ thực vật trong bảo vệ môi trường. Đến nay, việc áp dụng kỹ thuật gen đã đem lại thành công đáng kể. Việc chuyển gen có khả năng siêu hấp thụ kim loại ở cây Thlaspicaerulescens vào cây Mù Tạc mới có khả năng sinh trưởng nhanh, cho sinh khối lớn, chịu được kim loại độc trong đất và tích lũy một lượng lớn các nguyên tố vi lượng độc hại trong chồi [9], [15]. 1.3.2. Cơ chế xử lý Mỗi loài thực vật có nhiều cách phản ứng khác nhau đối với sự có mặt của các ion kim loại trong môi trường. Hầu hết, đều rất nhạy cảm đối với nồng độ ion KLN cao, thậm chí ở nồng độ thấp. Tuy nhiên có một số loài thực vật do quá trình thích nghi biến đổi về di truyền để có khả năng sinh trưởng ở môi trường khắc nghiệt có nồng độ các ion KL cao mà còn có thể hấp thụ và tích lũy ion KL trong các cơ quan khác nhau của cây [9]. Những cơ chế tích lũy Công nghệ xử lý bằng thực vật Phytostabilization Rhizodegradation Phytoextraction Rhizofiltration Volatilization Phydegradation Hình 1.1. Các cơ chế Phytoremediation Có rất nhiều hệ thống phân loại cơ chế của Phytoremediation, chủ yếu phân loại theo cơ chế hấp thu, dựa trên nguyên tắc cơ bản : thực vật lấy chất ô nhiễm thông qua hệ rễ. Có các cơ chế như là chất ô nhiễm được thực vật tập trung, cố định xung quanh vùng rễ (Phytostabilization), tích lũy trong các bộ phận của cây (Phytoextraction), lọc nhờ rễ (Rhizofiltration), hoặc được thực vật phân giải (Phytodegradation), sự phân giải bởi vùng rễ (Rhizophere) hay là sự bay hơi (Phytovolatilization) [9], [10]. Đối với KLN, các nghiên cứu tập trung vào các cơ chế: Phytoextraction, Phytostabilization, Phytovolatilization, đặc biệt là Phytoextraction. Phytostabilization: là cơ chế hấp thu các chất ô nhiễm trong môi trường đất hoặc nước tích lũy lại trong rễ dựa vào khả năng hấp thụ hay kết tủa chất ô nhiễm trong vùng rễ của thực vật, ngăn cản không cho chất ô nhiễm phát tán, rò rỉ các chất ô nhiễm đó theo gió hay xói mòn theo nước [9]. Các hiện tượng xảy ra ở hệ thống rễ: Phytostabilization ở vùng rễ: thực vật tiết ra các enzym và protein ở vùng rễ, các chất này sẽ kết hợp với các chất ô nhiễm, cố định các chất ô nhiễm trên bề mặt ngoài của rễ. Điều này ngăn các kim loại không đi vào tế bào rễ [19]. Và Phytostabilization trong tế bào rễ: các protein và enzym tiết ra cho phép các kim loại di chuyển vào trong rễ nhưng lập tức bị cô lập trong rễ để ngăn không cho vận chuyển lên các bộ phận khác của cây [11]. Phytoextraction: sử dụng những cây có thể chịu đựng được môi trường ô nhiễm và có khả năng tích trữ các chất ô nhiễm ở các bộ phận (rễ, thân, lá) trên cây để làm sạch vùng ô nhiễm. Sau đó, thực vật được thu hoạch và xử lý. Nếu chất ô nhiễm là kim loại nặng thì có thể thu hồi lại kim loại từ thực vật hoặc tiêu hủy thực vật [11], [17]. Rhizofiltraction: cũng tương tự như Phytoextraction nhưng khác ở chổ tích luỹ ở phần rễ và cây trồng được trồng ở dưới nước. Công nghệ này thường dùng để xử lý kim loại nặng trong môi trường nước [9]. Phytovolatilization: là cơ chế hấp thu loại bỏ chất độc trong đất thông qua cơ chế thoát hơi nước. Đối với quá trình này, chất ô nhiễm hòa tan được hấp thụ cùng với nước vào rễ, chuyển hóa lên lá và bay hơi vào không khí thông qua khí khổng. Phương pháp này thích hợp cho việc xử lý đất giàu Hg, Se và As [11]. 1.4. Tổng quan về cây phát lộc và những ứng dụng trong bảo vệ môi trường 1.4.1. Một số đặc điểm cây Phát lộc 1.4.1.1. Hình thái Cây phát lộc có rễ là rễ chùm, ngắn, màu trắng, cây có thể sống rất lâu trong đất và có thể sống từ 4–5 năm trong các lọ nước. Phát lộc thuộc nhóm cây có thân cột, cao 1m, đường kính 3-4cm. Phát lộc là loại cây bụi phát triển chậm với các lá có thể dài tới vài chục cm. Khi trồng trong đất nó có thể cao hơn 1 m nhưng sự phát triển bị hạn chế khi trồng trong chậu [4]. 1.4.1.2. Đặc điểm sinh lý, sinh thái Phát lộc có tốc độ sinh trưởng chậm, thuộc nhóm cây ưa bóng , nhiệt độ thích hợp cho sự tăng trưởng và phát triển nhất là 21 - 27 0C. Đặc điểm sinh sản của cây là nhân giống từ giâm cành, mọc khỏe, chồi mọc từ cành hay thân cây mọc rất khoẻ, tốt, rất dễ mọc đâm chồi rất nhiều từ mắt cắt của cành [4]. 1.4.2. Ứng dụng của cây Phát lộc 1.4.2.1. Xử lý ô nhiễm môi trường Những nghiên cứu về khả năng xử lý ô nhiễm môi trường của cây phát lộc được phát hiện nhưng năm gần đây, nghiên cứu đầu tiên ở Thái Lan tại Trường đại học Mahidol đã nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng cây thần tài (Dracaena sanderiana) để xử lý BPA (Bisphenol A) từ hợp chất thải nguy hại chảy vào hồ chứa nước rỉ rác. Bisphenol A được sử dụng rộng rãi như một thành phần chủ yếu của việc sản xuất nhựa Polycarbonate và vật liệu chống oxi hoá của nhiều loại chất dẻo hợp chất này đã được xác định là một dạng chất gây ô nhiễm nguồn nước rỉ rác từ hộc rác thải nguy hại. Nghiên cứu được tiến hành ở nhiều nồng độ khác nhau 10% nước rỉ rác, 20%, 30%, 40%, 60%, 80%, 100% nước rỉ rác và thời gian tiếp xúc trong môi trường nước này là 0 ngày, 4 ngày, 8 ngày, 12 ngày, 16 ngày, 20 ngày. Kết quả rất khả quan là hàm lượng Bisphenol A có giảm nhanh chóng từ 20µg xuống 9,17µg trong 4 ngày và giảm xuống 4,7µg trong ngày thứ 8 và những ngày sau giảm không đáng kể [4]. Những nghiện cứu về khả năng xử lý kim loại nặng trong nước cũng nhưng trong đất đang trong giai đoạn nghiên cứu chưa có công bố chính thức nào. 1.4.2.2. Thu sinh khối cho mục đích kinh tế Giá trị kinh tế của cây phát lôc: Cây phát lộc được mọi người xem là loài cây tượng trưng cho sự may mắn, phát tài. Ở Việt Nam người ta hay sử dụng cây phát chưng cây kiểng. Hiện nay nhu cầu cuộc sống tăng cao, dẫn đến nhu cầu chơi cây kiểng tăng đáng kể. Đặc biệt là trong các dịp lễ như lễ tết cây phát lộc bán chạy nhất. Xã Minh Tân, huyện Đông Hưng, là một xã nghèo nằm cách xa trung tâm huyện và tỉnh Thái bình. Những năm trước đây, đời sống người dân xã Minh Tân gặp rất nhiều khó khăn, chủ yếu sống nhờ vào cây lúa. Vài năm trở lại đây, từ khi chuyển đổi cơ cấu cây trồng từ lúa sang cây cảnh, đời sống người dân khá lên nhiều nhờ vào thu nhập từ cây phát lộc. Giá bán mỗi chậu cây phát lộc khoảng từ 150.000 đến 2 triệu đồng/chậu, tùy thuộc vào kích cỡ tháp cây to hay nhỏ, nhiều tầng hay ít tầng [8]. Chương 2: ĐỐI TƯỢNG, ĐỊA ĐIỂM VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối trượng nghiên cứu Hình 2.1. Cây Phát lộc (Dracaena sanderiana ) Đối tượng nghiên cứu là cây Phát lộc (Dracaena sanderiana ) hay còn gọi là cây Phát tài thuộc chi Huyết giác (Dracaena), họ Dracaenaceae thuộc bộ Măng tây (Asparagales) trong lớp thực vật một lá mầm. Thuộc loài cây thân thảo. Loài có sức sống cao, sinh khối lớn, môi trường sống thích hợp là môi trường bùn loãng hoặc ẩm ướt. Đối với loại bùn thải nghiên cứu là bùn thải đô thị, bao gồm bùn thải từ cống thoát nước thành phố, kênh rạch, nạo vét sông, hoạt động thương mại. Đây là loại bùn thải có hàm lượng các chất ô nhiễm cao, không xử lý triệt để sẽ gây ô nhiễm môi trường làm mất mỹ quan đô thị thành phố. Bùn thải chúng tôi nghiên cứu đó là bùn thải sông Phú Lộc và bùn thải Gara. 2.2. Địa điểm nghiên cứu Chúng tôi tiến hành nghiên cứu bùn thải tại sông Phú Lộc TP. Đà Nẵng và bùn thải tại một số Gara được thu gom trên địa bàn TP. Đà Nẵng. Thí nghiệm được tiến hành tại Phạm Như Xương, phường Hòa Khánh, quận Liên Chiểu – TP. Đà Nẵng. 2.3. Phương pháp nghiên cứu 2.3.1. Phương pháp nghiên cứu ngoài thực địa Chúng tôi tiến hành lấy mẫu bùn sông Phú Lộc ngẫu nhiên theo ba đợt nạo vét bùn sông của thành phố, và lấy mẫu bùn thải tại một số Gara tại phường Hòa Khánh, quận Liên Chiểu – TP. Đà Nẵng theo phương pháp của Lê Đức. 2.3.2 Bố trí thí nghiệm Chuẩn bị thực vật, tiến hành ươm cây trong nước cho ra rễ trong khoảng 1- 1,5 tháng. Chọn những cây Phát lộc có thời gian sinh trưởng như nhau, khỏe mạnh, thân lá có kích thước tương đương nhau. Chậu có kích thước: chiều cao 16,5cm, đường kính miệng chậu 20cm, đường kính đáy 6cm chứa 5 kg bùn thải. Bố trí thí nghiệm theo kiểu CRD: Cây được trồng trong các chậu, mỗi chậu trồng 3 cây và được tiến hành trồng theo hai hàng mỗi hàng trồng 4 chậu với hai môi trường khác nhau là 100% bùn thải kí hiệu MB 1 và môi trường 70% bùn thải và có bón thêm 30% phân hữu cơ từ rác thải hữu cơ kí hiệu là MB 2. Theo dõi sự tăng trưởng của thực vật sau 1 tháng, 2 tháng thực hiện thí nghiệm trồng cây Phát lộc (Dracaena sanderiana ) trên bùn nạo vét sông Phú Lộc, và bùn thải của Gara. Hình 2.2. Bố trí thí nghiệm trồng cây Phát lộc 2.3.3. Phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm Tiến hành đo đạc các chỉ tiêu tăng trưởng, cân sinh khối trước và sau khi thí nghiệm của cây Phát lộc hàng tháng theo phương pháp cân đo thông thường. Phân tích hàm lượng kim loại nặng trong bùn thải và tích lũy trong thực vật đầu vào và sau 2 tháng trồng cây Phát Lộc theo phương pháp vô cơ hóa bằng 2,5ml HNO3, 2,5ml HCLO4, 1ml H2O2. Và xác định hàm lượng kim loại tổng số trong mẫu thực vật và bùn thải bằng phương phương pháp hấp thụ nguyên tử AAS880 Perkin Elmer (Mỹ) tại phòng thí nghiệm phân tích Môi trường – Trung tâm Khí tượng Thủy văn KV II TP. Đà Nẵng . 2.3.4. Phương pháp xử lý số liệu Xử lý số liệu thống kê và vẽ biểu đồ bằng phần mềm excel. So sánh các giá trị trung bình bằng phương pháp phân tích phương sai với mức ý nghĩa = 0,05. Chương 3. KẾT QUẢ VÀ BIỆN LUẬN 3.1. Chất lượng của các loại bùn thải nghiên cứu Hiện nay ở Đà Nẵng, nguồn chính cung cấp nước cho các nhu cầu về nông nghiệp, công nghiệp và sinh hoạt chủ yếu là từ các lưu vực sông Cu Đê, sông Vu Gia, sông Phú Lộc. Các con sông này vừa là nguồn cung cấp nước vừa là nơi tiếp nhận nước thải từ các hoạt động canh tác nông nghiệp, chăn nuôi, sản xuất công nghiệp và nước thải đô thị. Đây chính là nguyên nhân làm cho môi trường nước sông tại đây bị ô nhiễm. Đặc biệt là ở sông Phú Lộc là lưu vực tiếp nhận nhiều nguồn nước thải từ các công ty sản xuất của khu công nghiệp Hòa Khành, nước thải sinh hoạt khu dân cư Hòa Khánh, nuôi trồng thủy sản người dân xung quanh đã làm cho môi trường nước sông tại đây bị ô nhiễm nặng: có màu đen thẩm, mùi hôi thối rất khó chịu nhất là tại các vị trí cống xã nước thải chính vào sông [13]. Gần đây sông Phú Lộc là cũng một trong những điểm nóng môi trường thành phố trong thời gian dài vẫn chưa được xử lý triệt để. Vì vậy cần phải đánh giá tình trạng ô nhiễm của sông Phú Lộc, công ty Đô thị Môi trường TP. Đà Nẵng tiến hành lấy mẫu bùn lắng động trên sông Phú Lộc để xử lý trong dự án Đầu tư cơ sở hạ tầng ưu tiên thành phố Đà Nẵng giai đoạn 1 đã tiến hành lấy mẫu tại 3 điểm (1) tại thượng lưu sông, (2) tại điểm hạ lưu của miệng xả cống thoát nước thành phố cạnh nhà máy dệt 29/3 và (3) gần cửa sông Phú Lộc [1]. Các chỉ tiêu về chất lượng bùn như thành phần hạt, thành phần dinh dưỡng, nhiệt dung, hàm lượng muối, các chỉ tiêu kim loại nặng đã được phân tích đánh giá chất lượng bùn thải nạo vét tại đây là ô nhiễm. Kết quả thể hiện ở bảng 3.1. Bảng 3.1. Kết quả phân tích chất lượng bùn thải sông Phú Lộc Stt Thông số Đơn vị Mẫu B2-1 B2-2 B3-1 B3-2 B4-1 B4-2 1 pH - 7,4 7,6 8,0 7,7 7,7 7,5 2 Hàm lượng muối 0/00 0,4 0,35 2,38 2,06 2,96 2,26 3 TSS 0/0 26,7 24,7 32,1 35,7 11,5 18,3 4 Pb mg/kg 264 227 310 354 23 27 5 Cu mg/kg 71 87 157 130 25 34 6 Zn mg/kg 485 457 550 528 87 65 7 Cd mg/kg 47 55 80 97 25 23 8 Hg mg/kg 2,7 1,8 2,1 2,1 Vết Vết 9 Cr6+ mg/kg 188 210 325 347 Vết Vết 10 Tổng N mg/kg 0,7 0,85 0,93 0,9 0,14 0,14 12 Tổng P mg/kg 0,37 0,41 0,65 0,98 0,09 0,1 13 Nhiệt dung kcal/kg 1459 - 1515 - 1130 - Nguồn: Công ty đô thị Môi trường – TP. Đà Nẵng (2005) Hình 3.1. Hàm lượng trung bình các chất ô nhiễm trong bùn thải sông Phú Lộc Qua kết quả phân tích ở bảng 3.1 và hình 3.1 cho thấy, hàm lượng các chất ô nhiễm trong bùn thải sông Phú Lộc chủ yếu là KLN. Trong đó, các KLN Zn, Pb, Cd, Cr có hàm lượng cao nhất. Nhưng độc tính Zn thấp hơn so với các KLN Cd, Cr, Pb. Chính vì vậy chúng tôi tiến hành chọn 3 kim loại Cd, Cr, Pb để nghiên cứu trong đề tài này. Tuy chưa có khảo sát nào về hàm lượng các chất trong bùn thải gara, nhưng đây là loại bùn thải chứa nhiều yếu tố gây ô nhiễm môi trường như lượng dầu nhớt, xăng tích tụ rất lớn và có hàm lượng KLN cao. Trong phạm vì đề tài này chúng tôi chọn khảo sát hàm lượng các KLN trong bùn thải gara, sau khi phân tích chúng tôi lựa chọn 3 KLN có hàm lượng cao nhất để tiến hành nghiên cứu là Cu, Cr và Ni. 3.2. Hàm lượng các KLN trong các loại bùn thải nghiên cứu Xuất phất từ những kết quả trên trong phạm vi đề tài này chúng tôi tiến hành phân tích hàm lượng của các KLN Cu, Cr, Ni trong bùn thải Gara và KLN Cd, Cr, Pb trong bùn nạo vét sông Phú Lộc để đánh giá mức độ ô nhiễm các KLN này tại đây. Kết quả thể hiện như sau: Bảng 3.2. Hàm lượng KLN trong bùn thải Gara và sông Phú Lộc Các loại bùn thải Kim loại Hàm lượng (n = 3) Tiêu chuẩn áp dụng TC Australia ANZ1992 TCVN 72092002 Bùn thải Gara Cu 231,98 ± 5,14 60 50 Cr 51,02 ± 6,12 50 - Ni 18,13 ± 1,34 60 - Bùn sông thải Phú Lộc Cd 10,45 ± 0,47 3 2 Cr 721,56 ± 3,71 50 - Pb 122,69 ± 0,38 100 70 Kết quả ở bảng 3.2 cho thấy, nhìn chung hàm lượng các KLN trong bùn thải Gara và sông Phú Lộc đều vượt so với các tiêu chuẩn cho phép. Đối với bùn thải Gara có hàm lượng Cu vượt 4,6 lần so với tiêu chuẩn TCVN72092002. Mặt khác so sánh với tiêu chuẩn ANZ1992 của Australia thì: Cu vượt 4 lần, Cr xấp xĩ tiêu chuẩn cho phép, còn Ni vẫn nằm trong phạm vi tiêu chuẩn cho phép. Đối với bùn thải sông Phú Lộc, hàm lượng các kim loại phân tích trên đều vượt tiêu chuẩn cho phép, trong đó theo tiêu chuẩn TCVN72092002 thì hàm lượng Cd vượt 5 lần, Pb vượt 1,76 lần. Nếu so sánh với tiêu chuẩn ANZ1992 của Australia thì hàm lượng Cd vượt 3,48 lần, Cr vượt 14 lần, Pb vượt 1,2 lần. Điều này cho thấy hai loại bùn thải Gara và sông Phú Lộc đều bị ô nhiễm KLN, nếu không xử lý kịp thời sẽ làm mất mỹ quan đô thị thành phố, gây ô nhiễm đến môi trường nước, không khí xung quanh, ảnh hưởng đến sức khỏe con người. Mặt khác mức độ ô nhiễm KLN trong bùn thải Gara và sông Phú Lộc không thể sử dụng cho các mục đích nông nghiệp, thương mại chính vì vậy cần phải được xử lý trước khi loại bỏ ra môi trường. 3.3. Khả năng tăng trưởng cây Phát lộc trên các loại bùn thải nghiên cứu Khả năng tăng trưởng của thực vật trên môi trường ô nhiễm là một chỉ tiêu quan trọng để đánh giá khả năng thích nghi, chống chịu của thực vật và cũng là một yếu tố quan trọng đối với khả năng hấp thu và tích lũy KLN của thực vật. Sự tăng trưởng của cây thường phụ thuộc vào các yếu tố môi trường bùn thải. Do đó việc đánh giá khả năng tăng trưởng của cây Phát lộc trên các loại môi trường bùn thải nghiên cứu là vấn đề cần thiết. Quá trình tăng trưởng của cây Phát lộc được thể hiện rõ ở 3 yếu tố là sự tăng trưởng về chiều cao của cây, số lượng lá, chiều dài rễ. Vì vậy để đánh giá khả năng tăng trưởng cây Phát lộc trên các loại bùn thải nghiên cứu chúng tôi tiến hành đánh giá 3 chỉ tiêu: chiều cao thân, chiều dài rễ, sinh khối ban đầu và sau hai tháng ở hai môi trường bùn thải 100% bùn thải (MB1) và môi trường 70% bùn thải + 30% PHC (MB2). Bảng 3.3. Các chỉ tiêu tăng trưởng của cây Phát lộc sau thời gian thí nghiệm Chỉ tiêu Bùn thải Gara Bùn thải sông Phú Lộc Ban đầu Hai tháng Ban đầu Hai tháng MB 1 MB 2 MB 1 MB 2 Chiều cao (cm) 45,3 49,6 52,5 43,3 48,4 54,1 Chiều dài rễ (cm) 2,1 3,4 4,6 3,2 4,5 6,1 Sinh khối tươi (g) 97,36 149,34 157,8 89,48 101,82 116,35 Sinh khối khô (g) 10,02 23,46 37,18 9,73 14,55 16,7 Hình 3.2. Các chỉ tiêu tăng trưởng trung bình của cây Phát lộc sau thời gian thí nghiệm Từ kết quả bảng 3.3 và hình 3.2 cho thấy, trên các môi trường bùn thải nghiên cứu cây Phát lộc đều có khả năng tăng trưởng tốt biểu hiện qua sự tăng tưởng về chiều cao, chiều dài rễ và sinh khối. Chiều cao, chiều dài rễ, sinh khối tươi và khô trung bình của cây Phát lộc sau hai tháng thí nghiệm trên bùn thải ở môi trường 100% bùn thải (MB1) lần lượt là 49 cm tăng 10,6%, 3,85 cm tăng 45,3%, 125,58 g tăng 34,43%, 12,01 g tăng 21,57% so với ban đầu. Trong môi trường bùn thải bón thêm phân hữu cơ (MB2) tượng tự là 53,3 cm tăng 20,32%, 4,9 cm tăng 84,91%, 147,08 g tăng 57,73%, 18,44 g tăng 86,73% so với ban đầu. Các số liệu này đều cao hơn nhiều so vói ban đầu, điều này chứng tỏ cây Phát lộc phát triển rất tốt trong môi trường bùn thải ô nhiễm. Qua phân tích phương sai (Anova) cho thấy sự tăng trưởng ở hai môi trường MB1 và MB2 có sự khác nhau ý nghĩa (α = 0,05), ở môi trường MB2 các yếu tố tăng trưởng của cây là cao nhất. Như vậy để quá trình cải tạo bùn thải ô nhiễm hiệu quả và thu sinh khối cao phải áp dụng trồng ở môi trường MB2. Nhận xét: Qua kết quả nghiên cứu khả năng tăng trưởng của cây Phát lộc trên bùn thải sông Phú Lộc và bùn thải Gara, nhận thấy cây Phát lộc tăng trưởng khá tốt, trong đó nổi bật nhất là trên môi trường bùn thải có 70% bùn và bón thêm 30% phân hữu cơ từ rác hữu cơ. Đây là yếu tố thuận lợi cho việc ứng dụng cây Phát lộc để cải tạo bùn thải ô nhiễm khi bón thêm phân hữu cơ để thu sinh khối của cây Phát lộc có hiệu quả. 3.4. Khả năng xử lý KLN của cây Phát lộc Tích lũy KLN trong cây là yếu tố quan trọng để đánh giá khả năng xử lý KLN của một số loài thực vật nhất định. Khả năng tích lũy KLN trong cây càng cao, khả năng xử lý KLN trong môi trường càng tăng. Mỗi loài thực vật được lựa chọn để xử lý bùn thải ô nhiễm bên cạnh điều kiện cần phải sống được trong môi trường ô nhiễm cho sinh khối cao thì điều kiện đủ là phải hấp thụ KLN với hàm lượng cao trong cây. Vì vậy chúng tôi tiến hành đánh giá khả năng tích lũy một số KLN trên môi trường bùn thải Gara và môi trường bùn thải sông Phú Lộc của cây Phát lộc để đánh giá khả năng xử lý KLN của cây Phát lộc. Bảng 3.4. Hàm lượng KLN tích lũy trong cây Phát lộc Các loại bùn thải Kim loại Ban đầu Hai tháng MB1 MB2 Bùn thải Gara Cu 5,41 ± 0,68 20,76 ± 1,58 31,58 ± 2,89 Cr 4,76 ± 0,53 8,26 ± 0,64 11,27 ± 0,46 Ni 2,81 ± 0,24 6,72 ± 0,48 9,75 ± 0,67 Bùn sông thải Phú Lộc Cd 0,21 ± 0,02 2,82 ± 0,09 3,04 ± 0,07 Cr 11,09 ± 0,02 64,17 ± 12,06 92,83 ± 2,98 Pb 40,24 ± 0,57 50,77 ± 0,43 59,23 ± 2,79 Hình 3.4. Hàm lượng KLN tích lũy trong cây Phát lộc trên bùn thải Gara Hinh 3.5. Hàm lượng các KLN tích lũy trong cây Phát lộc trên bùn thải sông Phú Lộc. Kết quả từ bảng 3.4 và biểu đồ 3.4, 3.5 cho thấy, sau hai tháng thí nghiệm hàm lượng Cd, Cu, Cr, Pb, Ni trong cây Phát lộc cao hơn so với ban đầu rất nhiều lần. Và trong đó hàm lượng KLN tích lũy trong cây Phát lộc trên môi trường 70% bùn thải có bón thêm 30% phân hữu cơ (MB2) đều cao hơn ở môi trường 100% bùn thải (MB1). Điều này tỷ lệ thuận với các chỉ tiêu tăng trưởng của cây Phát lộc. Chứng tỏ khả năng hấp thụ KLN của cây phụ thuộc vào sự sinh trưởng và phát triển của cây trên môi trường thí nghiệm. Và khả năng tích lũy hàm lượng của từng KLN trong cây Phát lộc cụ thể như sau: Khả năng tích lũy Cd: nồng độ Cd tích lũy trong cây là 2,82 ppm tức là gấp 13,7 lần so với ban đầu ở môi trường 100% bùn thải (MB1), đối với môi trường có bón thêm phân hữu cơ (MB2) là 3,04 ppm gấp 14,8 lần so với ban đầu. So với nghiên cứu của Lombi và nnk (2000, 2002) loài T. caerulescens có thể tích lũy Cd cao nhất từ 10000-12500ppm và thấp nhất từ 2300-4800ppm [9]. Như vậy hàm lượng tích lũy Cd của cây Phát lộc thấp hơn so với loài này. Khả năng tích lũy Cu: sau hai tháng thí nghiệm hàm lượng Cu trong cây là 20,76 ppm, tức là gấp 3,83 lần so với ban đầu ở môi trường (MB1), đối với môi trường bùn thải bón thêm phân hữu cơ (MB2) hàm lường Cu tích lũy trong cây tăng 31,58 ppm tức là tăng gấp 5,86 lần so với ban đầu. So sánh với nghiên cứu của Võ Văn Minh (2009) hàm lượng Cu tích lũy trên một số loài cỏ trồng tại bãi rác Khánh Sơn – Đà Nẵng như sau: đối với cỏ Vetiver hàm lượng Cu tích lũy trong cây là 65,08 ppm, cỏ gà là 68,81 ppm, cỏ Mật đồi là 33,057 ppm [9]. Cho thấy hàm lượng kim loại Cu tích lũy trong cây Phát lộc thấp hơn so với các loài này. Khả năng tích lũy Cr: trên bùn thải Gara hàm lượng Cr trong cây Phát lộc là 8,26 ppm tức là gấp 1,74 lần so với ban đầu ở môi trường 100% bùn thải (MB1), và đối với môi trường có bón thêm phân hữu cơ (MB2) là 11,27 ppm tức là gấp 2,74 lần so với ban đầu. Trên bùn thải sông Phú Lộc đối với môi trường 100% bùn thải (MB1) bùn thải hàm lượng Cr tích lũy trong cây Phát lộc là 64,17 ppm, tức là tăng 5,35 lần so với ban đầu. Ở môi trường bùn thải có bón thêm phân hữu cơ (MB2) hàm lượng Cr tăng 92,83 ppm tức là gấp 7,74 lần so với ban đầu. So sánh với nghiên cứu khác như nghiên cứu của Nguyễn Quốc Thông, Đặng Đình Kim (2004) lượng Cr tích lũy trong cây Bèo sen là 23,505 ppm thấp hơn so với cây Phát lộc [6]. Khả năng tích lũy Ni: tương tự sau thời gian thí nghiệm ở môi trường 100% bùn thải hàm lượng Ni trong cây Phát lộc là 6,72 ppm tức là gấp 2,39 lần so với ban đầu. Còn đối với môi trường bón thêm phân hữu cơ hàm lượng Ni trong cây là 9,75 ppm tức là gấp 3,94 lần so với ban đầu. So sánh với nghiên cứu của Linger (2002) khả năng tích lũy Ni của cây Gai dầu (Cannabis sativa L.) là 98,6 ppm, tăng 59,8 lần so với ban đầu. Cây phát lộc thấp hơn so với loài này. Khả năng tích lũy Pb: sau hai tháng tương tự ở môi trường 100% tăng 50,77 ppm gấp 1,26 lần so với ban đầu, còn môi trường 70% tăng 59,23 ppm gấp 1,47 lần so với ban đầu. Nếu so sánh với một số nghiên cứu như nghiên cứu của Ruves và Books (1983) phát hiện cây Thlaspi rotundifolium hút được 82000 ppm trong thân [6], hàm lượng Pb của cây Phát lộc thấp hơn nhiều. Theo Võ văn Minh (2009) nghiên cứu đối với cỏ Vetiver ở nồng độ 300ppm Pb trong đất thì cây tích lũy được 38,231 ppm trong cây, chứng tỏ cây Phát lộc cao hơn nhiều [9]. Qua phân tích phương sai (Anova) hàm lượng tích lũy KLN trong cây Phát lộc trước thí nghiệm và sau thí nghiệm và ở môi trường MB1 và MB2 khác nhau có ý nghĩa (α = 0,05). Cho thấy cây Phát lộc có khả năng xử lý KLN, ở môi trường MB2 khả năng hấp thụ KLN của cây Phát lộc cao nhất. Khẳng định một lần nữa, khi ứng dụng trong thực tiễn xử lý bùn thải ô nhiễm, cần trồng cây Phát lộc ở môi trường bùn thải bón thêm phân hữu cơ có khả năng xử lý và sinh khối cho mục đích kinh tế có hiệu quả cao. Như vậy, qua kết quả trên cho thấy cây Phát lộc có khả năng tích lũy KLN cao trong cây, đặc biệt ở môi trường bùn thải có bón thêm phân hữu cơ (MB2) tỷ lệ thuận với sự tăng trưởng của cây Phát lộc trên môi trường bùn thải thí nghiệm. So sánh với nhiều nghiên cứu khác có sự khác nhau về hàm lượng tích lũy KLN trong cây, điều này có thể là do các yếu tố môi trường thí nghiệm khác nhau như hàm lượng KLN trong môi trường thấp hay cao, khả năng tạo phức độ linh động của KLN, độ PH của môi trường thí nghiệm ảnh hưởng đến khả năng hút KLN của cây Phát lộc . 3.5. Khả năng sử dụng sinh khối cho mục đích kinh tế Hình 3.6. Làm tháp cây phát lộc bán dịp lễ tết Cây Phát lộc có vị trí quan trọng trong đời sống văn hóa người Việt nó tượng trưng cho sự may mắn, vì vậy thường được trang trí làm cây cảnh vào các dịp lễ tết. Hiện nay, bên cạnh nhu cầu về vật chất thì nhu cầu tinh thần của con người tăng cao trong đó có cả nhu cầu về chơi cây cảnh. Một trong đối tượng làm cây cảnh đang sử dụng phổ biến là cây Phát lộc. Cây Phát lộc thiết kế nhiều kiểu dáng phù hợp với trang trí ở những không gian khác nhau như ở cơ quan, tại nhà. Cây Phát lộc là loài dễ sống, không cần sự chăm sóc nhiều. Đặc biệt khi trồng loài cây Phát lộc khả năng hấp thu lượng khí CO2 cao hơn nhiều loài khác, mang lại không khí trong lành cho các khu vực xung quanh, đồng thời góp phần giảm thiểu khí thải nhà kính. Tiết kiệm được chi phí trồng cây xanh. Mặt khác sinh khối cây Phát lộc rất lớn, nên sử dụng cây Phát lộc xử lý ô nhiễm các KLN quý sau đó thu sinh khối để chiết tách thu được KLN quý, phần sinh khối còn lại tận dụng có thể tận dụng làm nguyên liệu để sản xuất giấy, đồ thủ công mỹ nghệ. Điều này cho thấy, cây Phát lộc không chỉ BVMT mà sinh khối của cây tận dụng cho nhiều mục đích kinh tế. Chính vì vậy nghiên cứu thu sinh khối cây Phát lộc sau khi xử lý môi trường ô nhiễm KLN cho mục đích kinh tế có tính khả thi cao. KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 1. Kết luận 1. Chất lượng hai loại bùn thải nghiên cứu đều có dấu hiệu ô nhiễm KLN. Đối với bùn thải Gara chủ yếu là ô nhiễm KLN Cu so với tiêu chuẩn cho phép TCVN72092002 của Việt Nam, và ô nhiễm KLN Cu và Cr so với tiêu chuẩn cho phép ANZ1992 của Australia. Đối với bùn thải sông Phú Lộc đều ô nhiễm KLN Cd, Cr, Pb so với cả hai tiêu chuẩn cho phép TCVN72092002 và ANZ1992. 2. Cây Phát lộc có khả năng tăng trưởng tốt trên các loại bùn thải nghiên cứu. Sự tăng trưởng tốt nhất là ở môi trường 70% bùn thải có bón thêm 30% phân hữu cơ. Các chỉ tiêu tăng trưởng gồm chiều cao thân, chiều dài rễ, sinh khối tươi và sinh khối khô lần lượt là đều tăng 10,6%, 45,3%, 34,43%, 21,57% so với ban đầu. 3. Khả năng xử lý KLN trong bùn thải đô thị tương đối cao. Với hàm lượng KLN tích lũy trong cây ở môi trường 70% đối với Cu là 31,58 mg/kg, Cr là 11,27 mg/kg, Ni là 9,75 mg/kg trong bùn thải Gara. Trên môi trường sông Phú Lộc hàm lượng Cd tích lũy trong cây là 3,04 mg/kg; Pb là 59,23mg/kg; Cr là 92,83mg/kg. 4. Giá trị tận dụng sinh khối của cây Phát lộc sau khi xử lý rất cao, như sử dụng làm cây cảnh, chiết tách thu KLN quý như Au, Ag, Ni; tận dụng sinh khối làm nguyên liệu cho nhiều mục đích khác như làm giấy, nguyên liệu sinh học. 2. Kiến nghị Tiếp tục phát triển các nghiên cứu sâu hơn về cơ chế tích lũy của cây Phát lộc và cơ quan nào của cây tích lũy nhiều nhất. Cần tiến hành phát triển nghiên cứu và triển khai trồng cây Phát lộc xử lý bùn thải ô nhiễm, hướng dẫn các biện pháp kỹ thuật canh tác nhằm thu sinh khối cây Phát lộc cho mục đích kinh tế. TÀI LIỆU THAM KHẢO Tiếng Việt 1. Công ty môi trường đô thị TP. Đà Nẵng (2004), Phương án xử lý bùn thải nguy hại Thành phố Đà Nẵng. 2. Chi cục bảo vệ môi trường TP. Đà Nẵng (2005), ĐTM dự án “Đầu tư cơ sở hạ tầng ưu tiên Thành phố Đà Nẵng giai đoạn 1”. 3. Lê Huy Bá, Vũ Chí Hiếu, Võ Đình Long (2002), Tài nguyên môi trường và phát triển bền vững, Nxb ĐHQG Thành phố Hồ Chí Minh. 4. Nguyễn Thị Hà (2010), Nghiên cứu khả năng xử lý một số kim loại nặng bằng cây thần tài trong nước rĩ rác bãi rác Khánh Sơn-Đà Nẵng, trường ĐH Sư Phạm Đà Nẵng. 5. Trịnh Thị Thu Hằng (2007), Nghiên cứu hàm lượng Nitrat và kim loại nặng trong đất, nước, rau và một số biện pháp nhằm hạn chế sự tich lũy của chúng trong rau tại Thái Nguyên, luận văn thạc sĩ, Trường Đại Học Thái Nguyên. 6. Phạm Văn Khang, Lê Tuấn An, Nguyễn Ngọc Minh (2003), “Một số nghiên cứu về ô nhiễm chì trên thế giới và Việt Nam”, tạp chí khoa học đất, số 18, tr.146-151. 7. Lê Văn Khoa (2002), Đất và môi trường, Nxb Giáo Dục, Hà Nội. 8. Nguyễn Văn Thế, Làm giàu từ cây phát lộc, nguồn (www.thaibinh.gov.vn). 9. Võ Văn Minh (2009), Nghiên cứu khả năng hấp thụ một số kim loại nặng trong đất của cỏ Vetiver và đánh giá hiệu quả cải tạo đất ô nhiễm, luận án tiến sĩ, trường Đại học Khoa học Tự nhiên – ĐHQG Hà Nội. 10. Võ Văn Minh, Võ Châu Tuấn (2005), “Công nghệ xử lý kim loại nặng bằng thực vật_hướng tiếp cận và triển vọng”, tạp chí khoa học và công nghệ Đại Học Đà Nẵng, số 12, tr. 324-354. 11. Hoàng Thị Trà My, Xác định khả năng tích lũy sinh học (Bioavailability) của một số kim loại nặng trong bùn lắng ở kênh rạch thành phố Hồ Chí Minh, Khóa luận tốt nghiệp, Trường Đại Học Bách Khoa, ĐHQG Thành Phố Hồ Chí Minh. 12. Bô Vĩnh Phúc, Nghiên cứu hiện trạng chất lượng bùn kênh rạch và biện pháp giảm thiểu ô nhiễm, Trường Đại Học Bách Khoa, ĐHQG Thành Phố Hồ Chí Minh. 13. Sở Tài nguyên và Môi trường TP. Đà Nẵng (2008), Báo cáo 10 năm hiện trạng môi trường thành phố Đà Nẵng (1997 – 2007). 14. Nguyễn Thị Thìn, Tuấn Lan (2001), Ô nhiễm và hậu quả, Nxb Khoa học – Kỹ thuật, Hà Nội. Tiếng Anh 15. Alan j. M. Backer et al (1997), Phytoremediation of soil Metal. 16. Hauser, V. L, D. M. Gimon (2001), Vegetated Landfill Covers and Phytostabilization-The potential for Evapotranspiration-based remediation at Air Force Based, Air Force Center for Enviromental Excellence, Technology Transfer Division, Brooks AFB, TX. 17. Lasat (2000), The use of plants for the removal of toxic metals, A review of biological mechanisms, J. Environ. Qual, No 31, pp. 109-120. 18. Paul Truong, (1999), Anoverview on the application of the Vetiver Grass system in Asia_pacific and southern african Regions. 19. Schoor, J. L. (1998), Phytoremediation. Technology Evaluation Report TE-98-01. Prepared for Ground-Water Remediation Technnology Analysis Center. 20. U. S. Environmental Protection Agency (1999), Phytoremediation Resource Guide. Office of Solid Waste and Emergency Response, Technology Innovation Office, Washington, DC; EPA 542-B-99-003. MỤC LỤC LỜI CẢM ƠN DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VIẾT TẮT DANH MỤC CÁC BẢNG BIỂU DANH MỤC CÁC HÌNH PHỤ LỤC