Tiểu luận Xử lý ô nhiễm đất do thuốc bảo vệ thực vật

 

MỤC LỤC

 

Lời nói đầu 1

Nội dung 2

I. Thuốc BVTV 2

1.1 Khái niệm 2

1.2 Phân loại 2

1.3 Hiện trạng sử dụng thuốc BVTV ở VN 4

II Ô nhiễm môi trường đất do thuốc BVTV 5

2.1 Tác hại của thuốc BVTV tác động lên MTĐ 5

2.2 Tác hại của Pb, As, Hg lên MTĐ 12

2.3 Mô hình xử lý kim loại nặng do thuốc BVTV gây nên 15

2.3.1 Xử lý Pb bằng Lantanan L 16

2.3.2 Xử lý Pb bằng rau muống, bèo tây 18

2.3.3 Xử lý As, Pb bằng các loại TV khác 19

2.3.4 Xử lý lượng tồn dư thuốc BVTV bằng VSV 20

2.4 Biện pháp phòng tránh và giảm nguy cơ ô nhiễm 20

Kết luận 23

Tài liệu tham khảo 24

 

docx24 trang | Chia sẻ: netpro | Ngày: 18/04/2013 | Lượt xem: 1870 | Lượt tải: 60download
Tóm tắt tài liệu Tiểu luận Xử lý ô nhiễm đất do thuốc bảo vệ thực vật, để xem tài liệu hoàn chỉnh bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
ược thêm vào cây trước đó. Ngoài ra còn có các loại chiết xuất thuần thảo mộc. Thuốc sinh hóa: là hợp chất trong tự nhiên tiêu diệt côn trùng theo cơ chế không độc. Hiện trạng sử dụng thuốc BVTV ở Việt Nam Kết quả xác định dư lượng thuốc BVTV trong 551 mẫu rau quả tại Tp. HCM từ năm 1999-2002 số mẫu còn tồn dư lượng chiếm 37.9% số mẫu kiểm tra, số mẫu vượt quá mức dư lượng cho phép chiếm 10.7%. trong đó số mẫu rau vượt là 11.4% và số mẫu quả vượt là 9%. Tình trạng nông dân sử dụng thuốc tùy tiện còn phổ biến. Số thuốc không được sử dụng trên rau chiếm 10.4%, trên quả chiếm 2.4%. Thuốc cấm hay hạn chế sử dụng vẫn tìm thấy trong rau quả. Có đến 1/5 số người sử dụng hay tiếp xúc với thuốc BVTV bị nhiễm độc mãn tính. Ở một số doanh nghiệp chè, số người bị nhiễm độc lên tới gần 60% trong đó số người bị nhiễm nghiêm trọng là hơn 34%. Những nguy cơ ở khâu sử dụng thuốc BVTV bắt đầu ngay khi người sử dụng mua thuốc về nhà. Có đến 81.4% số người mua thuốc để ngay trong nhà, 16% để ngoài vườn, 7% để thuốc trong chuồng lợn. việc cất giữ thuốc tùy tiện chỉ là một biểu hiện của sự thiếu hiểu biết.: có 94% số hộ sử dụng thuốc không có hướng dẫn và chưa đến 20% hiểu biết về tính chất độc hại của thuốc. Do thiếu hiểu biết về thuốc BVTV, có đến 70% người pha chế và sử dụng thuốc không theo hướng dẫn, 50% dùng tay pha chế thuốc… theo cục bảo vệ thực vật đến nay, nhiều loại thuốc clo hữu cơ chứa thủy ngân, arsen, và các kim loại nặng, thuốc thuộc nhóm lân hữu cơ có độ độc cao như methyl parathion, methamidophos, phosphamidon… đã bị cấm hay hạn chế sử dụng. Tuy nhiên các loại thuốc này vẫn được nhập lậu và sử dụng khá nhiều như wofatox, monitor, kelthan, DDT và 666. Trong khi đó, các loại thuốc bị hạn chế hay cấm sử dụng không chỉ đang được sử dụng mà còn sử dụng với nồng độ cao gấp nhiều lần tiêu chuẩn cho phép. Theo khảo sát của viện Y học lao động và vệ sinh môi trường, nồng độ một số chất BVTV như Wofatox, Diazino, benzonyl trong môi trường lao động thường cao hơn tiêu chuẩn cho phép từ 7 đến 21 lần. Với việc sử dụng thuốc như vậy, tình trạng nhiễm độc thuốc BVTV là không tránh khỏi. Báo cáo của y tế dự phòng Nghệ An(2000) cho biết số người có triệu chứng thâm nhiễm chất BVTV sau khi sử dụng tới 91.23%. Tại vùng Tây Tựu, Mai Đình và Đan Phượng, 98% số người phun thuốc có triệu chứng nhiễm độc nhẹ. Chất BVTV đã góp phần không nhỏ vào việc cung cấp mỗi năm 100.000 bệnh nhân ung thư… Ô nhiễm môi trường đất do thuốc BVTV Tác hại của thuốc BVTV tác động lên môi trường đất Đây là loại hoá chất quan trọng trong nông nghiệp, nếu sử dụng thích hợp sẽ có hiệu quả rõ rệt đối với cây trồng. Nhưng nó cũng là con dao 2 lưỡi, sử dụng không đúng sẽ bất lợi gấp hai, một trong số đó là ô nhiễm đất. Sử dụng thuốc BVTV có liên quan trực tiếp tới môi trường đất và nước. Theo kết quả nghiên cứu thì phun thuốc cho cây trồng có tới trên 50% số thuốc phun bị rơi xuống đất. Thuốc tồn trong đất dần dần tuy được phân giải qua hoạt động sinh học của đất và qua hoạt động của các yếu tố hóa lý. Tuy nhiên tốc độ phân giải thuốc chậm nếu thuốc tồn tại ở đất với lượng lớn, nhất là ở đất có hoạt động sinh học yếu, do đó thuốc bị rửa trôi gây nhiễm bẩn nguồn nước. Sự tồn tại và vận chuyển thuốc BVTV trong đất phụ thuộc vào nhiều yếu tố như cấu trúc hóa học của hợp chất, loại thuốc, loại đất, điều kiện thời tiết, phương thức tưới tiêu, loại cây trồng và các vi sinh vật hiện có trong đất. Quá trình di chuyển khuếch tán lan truyền độc hại thuốc trừ sâu bệnh trong môi trường đất. Nhiều loại thuốc có tính bền trong đất. Dư lượng thuốc sau khi xuống đất, được đất hấp phụ và nằm lại đây rất lâu mà các nhà môi trường đất gọi là “ thời gian bán phân hủy”. Thuật ngữ này được xác định là cả một thời gian dài nó ẩn tích trong các dạng cấu trúc sinh hóa khác nhau hay các hợp chất liên kết trong môi trường sinh thái đất. Hình 2.1: Con đường di chuyển của thuốc BVTV trong môi trường đất Nếu bón quá nhiều phân hoá học là hợp chất nitơ, lượng hấp thu của rễ thực vật tương đối nhỏ, đại bộ phận còn lưu lại trong đất, qua phân giải chuyển hoá, biến thành muối nitrat trở thành nguồn ô nhiễm cho mạch nước ngầm và các dòng sông. Cùng với sự tăng lên về số lượng sử dụng phân hoá học, độ sâu và độ rộng của loại ô nhiễm này ngày càng nghiêm trọng. Vì số lượng lớn thuốc BVTV tích luỹ trong đất, theo các nhà khoa học, lượng tồn dư thuốc BVTV trong đất chủ yếu thuộc hai nhóm: nhóm Carbamat và nhóm lân hữu cơ BSM (nguồn gốc phot-phat hữu cơ), đặc biệt là các thuốc có chứa các nguyên tố như chì, asen, thuỷ ngân... có độc tính lớn, thời gian lưu lại trong đất dài, có loại nông dược thời gian lưu trong đất tới 10 đến 30 năm, những loại thuốc này có thể được cây trồng hấp thu, tích trong quả và lá và đi vào cơ thể người và động vật qua thực phẩm, ảnh hưởng đến sức khoẻ. Thuốc trừ sâu đồng thời với việc diệt các côn trùng gây hại, cũng gây độc đối với các vi sinh vật và côn trùng có ích, các loại chim, cá... và ngược lại một số loại sâu bệnh thì lại sinh ra tính kháng thuốc. Theo điều tra của tổ chức nông lương thế giới: năm 1965, có 182 loài côn trùn gây hại có khả năng kháng thuốc, năm 1968, tăng lên 228 loài và đến 1979 lên tới 364 loài. Trong số 25 loài sâu hại nông nghiệp chủ yếu ở các nông trường California Mỹ thì có 17 loài đã có khả năng kháng đối với một hoặc vài loại thuốc, mỗi năm, số sâu hại kháng thuốc này làm thiệt hại mấy chục triệu đôla cho nông nghiệp vùng này.. Tai hại hơn, các dạng hợp chất mới này lại thường có tính độc cao hơn bản thân nó. Một tai hại khác của sự xâm nhập thuốc vào đất là nó làm cho cơ lý tính đất giảm sút, “chai hóa”. Khả năng diệt khuẩn rất cao, do đó diệt luôn cả những vi sinh vật có ích khác của đất Bảng 1: Giới hạn tối đa cho phép của dư lượng hoá chất bảo vệ thực vật trong đất, Đơn vị tính:mg/kg đất khô TT Tên hoạt chất (công thức HH) Tên thương phẩm thông dụng Giới hạn cho phép tối đa Mục đích sử dụng chính 1. Atrazine (C8H14ClN5) Atra 500 SC, Atranex 80 WP, Co-co 50 50 WP, Fezprim 500 FW, Gesaprim 80 WP/BHN, 500 FW/DD, Maizine 80 WP, Mizin 50 WP, 80 WP, Sanazine 500 0.1 Trừ cỏ 2. Benthiocarb (C16H16CINOS) Saturn 50 EC, Saturn 6 H 0.1 Trừ cỏ 3. Cypermethrin (C22H19Cl2NO3) Antiborer 10 EC, Celcide 10 0.1 Bảo quản lâm sản 4 Cartap (C7H15N3O2S2) Alfatap 95 SP, Cardan 95 SP, Mapan 95 SP, 10 G, Padan 50 SP, 95 SP, 4G, 10 G, Vicarp 95 BHN, 4 H.... 0.05 Trừ sâu 5 Dalapon (C3H4Cl2O2) Dipoxim 80 BHN, Vilapon 80 BTN 0.1 Trừ cỏ 6 Diazinon (C12H21N2O3PS) Agrozinon 60 EC, Azinon 50 EC, Cazinon 10 H; 40ND; 50ND, Diazan 10 H; 40EC: 50 ND; 60 EC .... 0.05 Trừ sâu 7 Dimethoate (C5H12NO3SP2) Dimethoate 0.05 Trừ sâu 8 Fenobucarb (C12H17NO2) Anba 50 EC, Bassan 50 EC, Dibacide 50 EC, Forcin 50 EC, Pasha 50 EC ... 0.05 Trừ sâu 9 Fenoxaprop – ethyl (C16H12ClNO5) Whip'S 7.5 EW, 6.9 EC; Web 7.5 SC 0.1 Trừ cỏ 10 Fenvalerate (C25H22ClNO3) Cantocidin 20 EC, Encofenva 20 EC, Fantasy 20 EC, Pyvalerate 20 EC, Sumicidin 10 EC, 20 EC... 0.05 Trừ sâu 11 Isoprothiolane (C12H18O4S2) Đạo ôn linh 40 EC, Caso one 40 EC, Fuan 40 EC, Fuji - One 40 EC, 40 WP, Fuzin 40 EC... 0.05 Diệt nấm 12 Metolachlor (C15H22ClNO2) 0,10 Trừ cỏ Dual 720 EC/ND, Dual Gold ® 960 ND 0.1 Trừ cỏ 13 MPCA (C9H9ClO3) 0,10 Trừ cỏ Agroxone 80 WP 0.1 Trừ cỏ 14 Pretilachlor (C17H26CINO2) Acofit 300 EC, Sofit 300 EC/ND, Bigson-fit 300EC.... 0.1 Trừ cỏ 15 Simazine (C7H12ClN5) Gesatop 80 WP/BHM, 500 FW/DD, Sipazine 80 WP, Visimaz 80 BTN... 0.1 Trừ cỏ 16 Trichlorfon (C4H8Cl3O4P) Địch Bách Trùng 90 SP, Sunchlorfon 90 SP 0.05 Trừ sâu 17 2,4-D(C8H6Cl2O3) A.K 720 DD, Amine 720 DD, Anco 720 DD, Cantosin 80 WP, Desormone 60 EC, 70 EC, Co Broad 80 WP, Sanaphen 600 SL, 720 SL.... 0.1 Trừ cỏ 18 Aldrin (C12H8Cl6) Aldrex, 0.01 Cấm sử dụng 19 Captan (C9H8Cl3NO2S) Captane 75 WP, Merpan 75 WP... 0.01 Cấm sử dụng 20 Captafol (C10H9Cl4NO2S) 0,01 cấm sử Difolatal 80 WP, Folcid 80 WP... 0.01 Cấm sử dụng 21 Chlordimeform (C10H13CIN2) Chlordimeform 0,01 cấm sử dụng chlordimeform 0.01 Cấm sử dụng 22 Chlordane (C10H6Cl8) Chlorotox, Octachlor, Pentichlor 0.01 Cấm sử dụng 23 DDT (C14H9Cl5) Neocid, 0,01 cấm sử Pentachlorin , Chlorophenothane... 0.01 Cấm sử dụng 24 Dieldrin (C12H8Cl6O) Dieldrex, Dieldrite, Octalox, 0.01 Cấm sử dụng 25 Endosulfan (C9H6Cl6O3S) Cyclodan 35EC, Endosol 35EC, Tigiodan 35ND, Thasodant 35EC, Thiodol 35ND... 0.01 Cấm sử dụng 26 Endrin (C12H8Cl6O) Hexadrin 0.01 Cấm sử dụng 27 Heptachlor (C10H5Cl7) Drimex, Heptamul, Heptox... 0.01 Cấm sử dụng 28 Hexachlorobenzene (C6Cl6) Anticaric, HCB... 0.01 Cấm sử dụng 29 Isobenzen (C9H4OC18) Isobenzen 0.01 Cấm sử dụng 30 Isodrin (C12H8Cl6) Isodrin 0.01 Cấm sử dung 31 Lindane (C6H6Cl6) Lindane nt nt 32 Methamidophos (C2H8NO2PS) Monitor (Methamidophos) nt Nt 33 Monocrotophos (C7H14NO5P) monocrophos nt nt 34 Methyl Parathion (C8H10NO5) Methyl Parathion nt nt 35 Sodium Pentachlorophenate monohydrate C5Cl5ONa.H2O Copas NAP 90 G, PMD4 90 bột, PBB 100 bột nt Nt 36 Parathion Ethyl (C7H14NO5P) Alkexon, Orthophos, Thiopphos... nt Nt 37 Pentachlorophenol (C6HCl5O) CMM7 dầu lỏng CMM7 dầu lỏng nt Nt 38 Phosphamidon (C10H19ClNO5P) Dimecron 50 SCW/ DD... nt Nt 39 Polychlorocamphen e C10H10Cl8 Toxaphene, Camphechlor, Strobane... nt Nt Nguồn: Quy chuẩn kỷ thuật quốc gia về dư lượng hóa chất BVTV trong đất Hà Nội, 2008. Tác hại của Pb, As, Hg lên môi trường đất Khi các kim loại nặng xuất hiện trong đất thì khả năng lan truyền của chúng trong môi trường rất nhanh. Nó gây độc cho tất cả những gì xung quanh: đất, nước, không khí, động thực vật, hệ sinh thái, con người. Các kim loại nặng trong đất bị ô nhiễm sẽ có ảnh hưởng rất lớn đến thực vật và cây trồng thông qua dây chuyền thực phẩm sẽ lại tác động lên sức khỏe con người và động vật. Tuỳ theo từng chất mà nó có những tác động khác nhau đến các bộ phận của cơ thể. Chì (Pb): là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian bán phân huỷ trong đất trong khoảng thời gian từ 800 – 6000 năm. Trong tự nhiên, chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hoá thành PbSO4 do quá trình phong hóa. Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ tham gia nhiều quá trình khác nhau trong đất, như bị hấp phụ bởi các khoáng sét, chất hữu cơ hoặc oxit kim loại. hoặc bị cố định trở lại dưới dạng các hợp chất Pb(OH)2, Pb3(PO4)2, PbO, PbS, PbCO3,… chì bị hấp phụ trao đổi chỉ chiếm tỷ lệ nhỏ ( nhỏ hơn 5% ) hàm lượng chì có trong đất. các chất hữu cơ có vai trò lớn trong việc tích lũy chì trong đất do hình thành các phức hệ với chì, đồng thời chúng cũng làm tăng tính linh động của chì khi các chất hữu cơ này có tính linh động cao. Trong đất chì có tính độc cao, nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng các phức hệ với chất hữu cơ. Pb2+ trong đất có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. khả năng hấp thu chì càng tăng dần theo thứ tự sau: montmorillonit < humic < kaolinit < allophan < oxyt sắt. Khả năng hấp phụ Pb tăng dần đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2. Thủy ngân (Hg):sự hấp phụ Hg trong đất phụ thuộc rất lớn vào các dạng thủy ngân và tính chất đất như pH, thành phần cation và thế oxy hóa khử, các khoáng sét, oxyt Fe/Mn và chất hữu cơ. Trong khoáng sét, illit hấp phụ Hg nhiều hơn so với kaoinit. Thủy ngân dễ tiêu trong đất có thể ở nhiều dạng khác nhau, thông thường Hg hòa tan trong CaCl2 0,1M được đánh giá là thích hợp với cây trồng. Asen (As): As tồn tại trong đất dưới dạng các hợp chất chủ yếu như acsenat (As) trong điều kiện oxy hoá. Chúng bị hấp thu mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan oxit hoặc Hdroxit và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As có nhiều dạng asenat với sắt và nhôm (AlAsO4, FeAsO4), trong khi ở đất kiềm và đất cacbonat lại có nhiều dạng Ca3(AsO4)2. Cũng như photpho, As bị hấp thu mạnh bởi quá trình hấp phụ hoá học và tuân theo phương trình đẳng nhiệt của Langmuir. Khả năng linh động của As trong đất tăng khi đất ở dạng khử vì nó tạo thành các arsenit (AsIII) có khả năng hòa tan lớn gấp 5 – 10 lần các acsenat. Tuy nhiên arsenit cũng có tính độc hại cao hơn acsenat, khi bón vôi cho đất cũng làm tăng khả năng linh động của As, do chuyển từ Fe, Al – acsenat sang dạng Ca – acsenat linh động hơn. Cơ chế hấp thu kim loại nặng của thực vật: Các nguyên tố trong dung dịch đất được chuyển hoá từ các lỗ khí trong đất tới bề mặt rễ cây bằng hai con đường chính: sự khuếch tán và dòng chảy khối. Sự khuếch tán xảy ra nhằm chống lại sự gia tăng gradian nồng độ bình thường đối với rễ cây bằng cách: hấp thu các kim loại nặng trong dung dịch đất tại bề mặt tiếp giáp rễ cây và đất. Dòng chảy khối xảy ra do sự di chuyển của dung dịch đất tới tới bề mặt rễ cây như là kết quả của quá trình thở của lá. Cả hai quá trình này xảy ra không đồng đều, nhưng theo các tốc độ không khác nhau tuỳ thuộc vào nồng độ dung dịch đất. Quá trình xâm nhập kim loại nặng vào trong cây Kim loại nặng đi vào vùng tự do của rễ cây: Sự di chuyển của các ion kim loại không bị giới hạn tại bề mặt rễ cây. Tại vùng màng của các tế bào có khả năng dễ dàng cho dung dịch xâm nhập. Tại đây, các ion dương có thể khuếch tán tự do hoặc bị bẫy vào những tế bào mang điện âm. Kim loại nặng ở trong tế bào của rễ: các kim loại nặng bị hấp thu trong tế bào, có thể bị mất tính linh động hay tính độc trong tế bào chất, thông qua quá trình kết hợp tạo phức với các phân tử hữu cơ hoặc bị sa lắng xuống các khu vực giàu electron. Sự vận chuyển kim loại nặng đến các mầm chồi: các kim loại trong tế bào chất có thể được chuyển từ tế bào này sang tế bào khác thông qua con đường tổng hợp sẽ đi vào mao dẫn rễ và đưa tới các mầm non. Bảng 2: Hàm lượng trung bình một số kim loại nặng trong đất ở Việt Nam Kim loại Khoảng dao động Trung bình Cd 0,1 – 1 0,62 Hg 0,01 - 0,06 0,098 As 5 – 10 - Pb 1 - 88,8 29,2 Se 0,01 - 2,5 0,4 Sb - 0,9 Nguồn: Đất và Môi trường, NXB Giáo dục, 2000 2.3 Mô hình xử lý kim loại nặng do thuốc BVTV gây nên trong môi trường đất Sử dụng thực vật để làm sạch đất bị nhiễm thuốc BVTV cũng như kim loại là một công nghệ mới được nghiên cứu trong những năm gần đây (Salt et al., 1995; Bert et al., 2000 – 01). Kỹ thuật này ngày càng phát triển nhờ vào tính hiệu quả, kinh tế và tránh được những hậu quả phụ so với sử dụng những kỹ thuật khác (Lasat, 2002). Chiến lược mới trong giải ô nhiễm đất bị nhiễm kim loại nặng theo hướng sinh học bởi cơ chế thực vật chiết tách (phytoextraction) và/hoặc tích lũy (phytoaccumulation) với các loài thực vật siêu hấp thụ (hyperaccumulator) đã dẫn đến phong trào quan tâm đến những loại thực vật có khả năng siêu hấp thụ (Haag-Kerner, 1999; McGrath etal., 1993; Robinson et al., 1997). Thực vật có khả năng hấp thụ và di chuyển kim loại từ đất vào những phần bên trên mặt đất của cây hoặc rễ, sau đó có thể thu hoạch dễ dàng (Garbisu et al,.2001) bên cạnh đó các nhà khoa học thuộc Bộ môn Vi sinh vật (Viện Khoa học kỹ thuật Nông nghiệp Việt Nam) đã nghiên cứu phân lập và tuyển chọn được một số chủng vi sinh vật (VSV) mới có khả năng phân hủy tồn dư thuốc BVTV trong đất trồng. Phương pháp này vừa đơn giản, chi phí thấp, hiệu quả cao và đặc biệt không gây ô nhiễm trở lại đối với môi trường. 2.3.1 Xử lý Chì bằng Lantana camara L Những nghiên cứu trên Lantana camara L. cho thấy những đặc tính tăng trưởng trong đất ô nhiễm và khả năng hấp thu chì để thêm vào danh sách thực vật sử dụng trong nghiên cứu ứng dụng thực vật giải ô nhiễm. Chúng tôi đạt được những kết quả thú vị, liên quan đến khả năng tăng trưởng và hấp thụ chì của Lantana ở các nồng độ chì khác nhau. Xử lý chỉ 1 lần, sau 90 ngày, phân tích sự tăng trưởng chi tiết khi cây Lantana camara phơi nhiễm Pb có nồng độ 1 x 103 ppm, chiều cao không có gì khác biệt đáng kể.Trong xử lý tăng gấp 10 hoặc 20 lần, Lantana bắt đầu có biểu hiện héo và có hiện tượng chuyển sang đen, sau 24h xử lý, bắt đầu đen từ những lá già trước; sau đó, hiện tượng thể hiện trên lá non và sau 48 giờ xuất hiện trên hầu hết các lá của cây. Những cây lý tưởng để sử dụng làm sạch môi trường là những cây có thể sản xuất sinh khối cao, kết hợp với khả năng chịu đựng được các chất ô nhiễm cao hơn; chúng tích lũy và/hoặc phân hủy các dạng chất ô nhiễm và được sử dụng trong công nghệ dùng thực vật giải ô nhiễm. Với tiến bộ của công nghệ gen, chúng ta có thể điều khiển khả năng của cây để chịu đựng, tích lũy, và/hoặc chuyển hóa chất ô nhiễm, để tạo ra những cây lý tưởng để làm sạch môi trường. Những hiểu biết về gen có thể kiểm tra những cơ chế này và mở ra hoạt động kỹ thuật gen để phát triển tính ổn định chì của Lantana trong sử dụng thực vật giải ô nhiễm. Khi khả năng ứng dụng những gen này trong làm sạch môi trường, nghiên cứu thực địa là cách kiểm tra duy nhất để xây dựng tiềm năng sử dụng thực vật giải ô nhiễm, khả năng cạnh tranh và những rủi ro liên quan đến cách sử dụng (Pilon et al., 2002). Nghiên cứu chiến lược hấp thu Arabidopisis halleri đối với đất bị ô nhiễm cao cho phép giả thuyết sự hiện diện của các hạt tế bào trong A. halleri đối với tích lũy Zn (Elichegaray et al., 2000). Hàm lượng chì trong các phần khác nhau của cây (lá, cành, rễ) tùy thuộc vào nghiệm thức khác nhau và thời gian sau khi xử lý. Kết quả cho thấy rằng sau 24 giờ, trong nghiệm thức 1x103 ppm, hàm lượng chì trong rễ quan trọng hơn các bộ phận trên mặt đất, cao hơn 250 lần trong khi mẫu đối chứng hàm lượng chì trong lá, cành và rễ gần như bằng nhau. Sau 105 ngày xử lý, nghiệm thức 1x103 ppm, hàm lượng chì trong rễ chỉ cao gấp 10 lần so với hàm lượng chì trong cành (354.3 mg kg-1 so với 33.2 mg kg-1) và 27 lần so với hàm lượng chì trong lá (354.3 mg kg-1 so với 13.0 mg kg-1) . Sau 24 giờ đầu tiên sau khi thêm Pb vào đất, hàm lượng chì đáng kể được tích lũy chủ yếu trong rễ và từ từ được chuyển vào các bộ phận bên trên mặt đất của cây, nhưng rễ vẫn là bộ phận hấp thụ quan trọng. Sự gia tăng hàm lượng chì được hiểu rõ ở lá trong nghiệm thức 20x103 ppm, trong rễ và thân ở nghiệm thức 10x103 ppm. Nồng độ chì acetate 10x103 ppm và 20x103 ppm gây độc đối với Lantana cho thấy rằng lá và các bộ phận trên mặt đất bắt đầu héo và đen sau 24 giờ xử lý. Tuy nhiên, kết quả phân tích sau 48 giờ xử lý cho thấy hàm lượng chì trong lá, thân, rễ trong nghiệm thức 10x103 ppm tăng. Phân tích hàm lượng chì của hai cây còn sống ở nghiệm thức 10x103 ppm và 20x103 ppm trong gần 1 năm sẽ đem đến cho chúng ta nhiều nghiên cứu thú vị. Những trường hợp này có thể bị đột biến như Schulman et al đã tìm ra Brassica juncea vào năm 1998. Sau khi xử lý cách nhau 15 ngày với dung dịch chì acetate 1x103, sau 7 lần xử lý, khi so sánh với đối chứng, hàm lượng chì trong rễ cao hơn 4.4x103 lần (1.7x103 mg kg-1 so với 0.4 mg kg-1), trong cành cao hơn 133 lần (240.3 mg kg-1 so với 1.8 mg kg-1) và trong lá cao hơn 5 lần (16.1 mg kg-1 so với 3.3 mg kg-1). Chất nhiễm bẩn trong môi trường sẽ được tích lũy trong rễ, cành và lá nhưng quan trọng nhất là trong rễ. Vì rễ có vai trò ấn định quan trọng trong giải ô nhiễm như trong trường hợp Thlaspi caerulescens bị nhiễm Cd (Nedelkoska et al., 2000). So với Agrostemma githago tích lũy 1.800 ppm trong đất ô nhiễm kim loại nặng (29.4x103 ppm), rễ Lantana có thể tích lũy hàm lượng cao hơn 1.7x103 ppm trong đất có nồng độ 7x103 ppm (Pichtel et al., 2000). Kết luận: Loài thực vật Lantana camara.L. Verbenaceae có nhiều đặc tính: Khả năng hấp thu Pb hơn 1% trong lượng khô của chúng. Sự tăng trưởng nhanh cung cấp nhiều sinh khối để hấp thụ chì. Ngoài ra, hoa đẹp và nhiều màu có thể sử dụng làm cảnh trong xây dựng trên đất bị ô nhiễm. Hình 2.3.1: Lantanan camara L Trong điều kiện ô nhiễm đất đến 4x103 mg kg -1 Pb , cây Lantana có thể sống và hấp thu Pb. Hấp thụ Pb trong hệ rễ của Lantana quan trọng lúc đầu,có sự tương quan tốt giữa nồng độ chì trong đất và lượng chì hấp thụ trong cây Lantana. Nhưng sau đó, Pb được chuyển lên tích lũy trong thân và lá. Trong quá trình thí nghiệm, có 2 cá thể Lantana có khả năng hấp thụ 10 và 20x103 mg kg 1Pb là nguồn vật liệu quý để tiếp tục nghiên cứu về cây siêu hấp thu ( hyperaccumulator). 2.3.2 Xử lý Pb bằng rau muống, bèo tây Để có các cơ sở xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng bằng biện pháp sinh học, đề tài nghiên cứu của các tác giả Lê Đức, Trần Thị Tuyết Thu, Nguyễn Xuân Huân (ĐH khoa học tự nhiên – ĐH QG Hà Nội) tiến hành thử nghiệm khả năng hút thu và tích lũy chì ở rau muống và bèo tây trên nền đất bị ô nhiễm từ đó đưa ra các biện pháp xử lý có hiệu quả. Tính cho 1 ha đất ruộng trồng rau, thả bèo sau 60 ngày ta sẽ thu được Pb trong rau, bèo tương ứng là: 12,38 kg Pb/ha; 29,85 kg Pb/ha. Điều này có ý nghĩa lớn về mặt môi trường, mở ra cho chúng ta một giải pháp mới góp phần xử lý ô nhiễm kim loại nặng.Đây là giải pháp rẻ tiền, đem lại hiệu quả kinh tế và rất phù hợp đối với đặc điểm của vùng nghiên cứu. Hình 2.3.2: Bèo tây 2.3.3 Xử lý As, Pb bằng các loại thực vật khác Ở xã Hà Thượng, các nhà khoa học cũng trồng thử nghiệm khả năng hấp thụ asen của 2 loài dương xỉ Pteris vittata, Pityrogramma calomelanos và cỏ vetiver trên diện tích hơn 700m2. Kết quả đo kiểm tại xã Hà Thượng cho thấy, sau khi trồng thử nghiệm 4 tháng, hàm lượng asen trong đất giảm từ 5.606,31ppm xuống còn 4.521ppm. Cỏ vetiver cũng có khả năng chống chịu vùng ô nhiễm chì rất cao (trồng thí nghiệm trong đất nhiễm từ 1.400ppm đến2.530ppm, cỏ vẫn phát triển tốt). Từ kết quả này, nhóm nghiêm cứu tiếp tục hoàn thiện quy trình công nghệ nhân giống 2 loài dương xỉ bản địa, cỏ vetiver để phục hồi đất bị ô nhiễm kim loại nặng. Hình 2.3.3.1: Cỏ vetiver Hình 2.3.3.2: mô hình trồng dương xỉ tại xã Hà Thượng, Đại Từ, Thái Nguyên. 2.3.4 Xử lý lượng tồn dư thuốc BVTV bằng VSV Tiến sĩ Phạm Văn Toản - Trưởng bộ môn vi sinh vật (VSV) (Viện Khoa học kỹ thuật Nông nghiệp Việt Nam) cho biết: Từ lâu, các nhà khoa học trên thế giới cũng như ở Việt Nam đã tiến hành nghiên cứu và đánh giá ảnh hưởng của dư lượng thuốc BVTV đối với môi trường. Đồng thời, cũng tiến hành nghiên cứu tìm ra các giải pháp xử lý lượng tồn dư thuốc BVTV trong đất sau mỗi vụ trồng với mong muốn hạn chế được những ảnh hưởng xấu của nó. Cho đến nay, nhiều phương pháp lý, hóa học để xử lý tồn dư thuốc BVTV trong đất đã và đang được tiến hành tại Việt Nam và nhiều nước trên thế giới. Tuy nhiên, các biện pháp đó thường đòi hỏi chi phí đầu tư cao, vận hành phức tạp, mặt khác thường gây ô nhiễm thứ cấp đối với không khí và nguồn nước ngầm. Cùng với những tiến bộ vượt bậc của khoa học và công nghệ, xu hướng xử lý tồn dư thuốc BVTV trong đất trồng bằng phương pháp sinh học đang được nhiều nhà khoa học trên thế giới và ở Việt Nam quan tâm nghiên cứu. Với mong muốn tìm ra một biện pháp xử lý sinh học, từ năm 2001, các nhà khoa học thuộc Bộ môn VSV đã tiến hành nghiên cứu đề tài phân lập và tuyển chọn một số chủng VSV có khả năng phân hủy tồn dư thuốc BVTV. Nguồn VSV phục vụ quá trình nghiên cứu được thu thập từ các mẫu đất ở các vùng chuyên canh thuộc ngoại thành Hà Nội và Hà Tây - những nơi sử dụng rất nhiều thuốc BVTV trong mỗi vụ rau. Sau đó, bằng phương pháp làm giàu đã phân lập, làm thuần được 10 chủng VSV có khả năng sử dụng tồn dư thuốc BVTV thuộc nhóm Carbamat (C 1 đến C 10) và chín chủng VSV - có khả năng sử dụng nhóm lân hữu cơ BSM (P1 đến P9) như nguồn dinh dưỡng chính. Song song với việc đánh giá khả năng sinh trưởng và phát triển của các chủng VSV này trên môi trường dịch thể, các nhà khoa học còn tiến hành đánh giá khả năng tồn tại của chúng trên nền đất thanh trùng có bổ sung các loại thuốc BVTV trong phòng thí nghiệm. Kết quả cho thấy, các chủng C4, P5 và P8 có khả năng sinh trưởng và phát triển mạnh nhất, kể cả khi bổ sung thêm hóa chất BVTV. Quá trình thực nghiệm cho thấy, hai chủng P5 và P8 có khả năng phân hủy tốt hoá chất BVTV thuộc nhóm lân hữu cơ đối với nồng độ 250mg/kg đất. Chủng P5 làm giảm lượng thuốc BVTV thương phẩm Suprathion (Methidathion) trong đất ở điều kiện tự nhiên tới 97,34% so với đối chứng (không nhiễm) là 91,02% sau bảy ngày sử dụng; chủng P8 tương ứng là 97,06%- 87,12%. Đối với thuốc Dimethoate, chủng P5 tương ứng là 92,32%- 78,92%. Khi sử dụng chủng C4, sau 15 ngày, lượng hóa chất BVTV Fenobucarb (nhóm Carbamat) với nồng độ 50mg/kg đất đã giảm 59,46%; đối chứng (không nhiễm) chỉ giảm 35,28%. Trên thực tế, quá trình phân hủy tự nhiên các hóa chất BVTV cũng xảy ra trong đất, nhưng rất chậm. Vì vậy, khi sử dụng các chủng VSV này thì quá trình phân hủy sẽ xảy ra nhanh hơn. Có thể nói đây là biện pháp cải tạo đất trồng tốt nhất hiện nay ở nước ta vì áp dụng quy trình xử lý sinh học, bảo vệ được môi trường. Giá thành sử dụng các chủng VSV này để cải tạo đất cũng tương đối rẻ, khoảng 30-60 nghìn đồng/ha tùy theo nồng độ thuốc trừ sâu tồn dư trong đất. Tiến sĩ Phạm Văn Toản nói: Sử dụng các chủng VSV này để cải tạo đất rất có lợi đặc biệt là các vùng chuyên trồng rau sạch. Tuy nhiên, đây chỉ là thành công bước đầu, chúng tôi sẽ tiếp tục nghiên cứu các chủng C4, P5 và P8 để tăng hiệu quả phân hủ

Các file đính kèm theo tài liệu này:

  • docxXử Lý Ô Nhiễm Đất Do Thuốc Bảo Vệ Thực Vật.docx
Tài liệu liên quan