Thử nghiệm phương pháp tách chiết dna trong đất nhằm khảo sát tính đa dạng của hệ vi sinh vật trong mối quan hệ tương tác giữa trùn đất pheretima sp.và thực vật siêu hấp thụ kim loại nặng cây thơm ổi (lantana camara l.)

THỬ NGHIỆM PHƯƠNG PHÁP TÁCH CHIẾT DNA TRONG ĐẤT NHẰM KHẢO SÁT TÍNH ĐA DẠNG CỦA HỆ VI SINH VẬT TRONG MỐI QUAN HỆ TƯƠNG TÁC GIỮA TRÙN ĐẤT Pheretima sp.VÀ THỰC VẬT SIÊU HẤP THỤ KIM LOẠI NẶNG CÂY THƠM ỔI (Lantana Camara L.) MỤC LỤC Chương 1 MỞ ĐẦU 1.1 Đặt vấn đề 1.2 Mục đích 1.3 Giới hạn đề tài Chương 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU 2. Ô nhiễm chì (Pb) và tác hại 2.1 Đặc tính của chì (Pb) 2.2 Tình hình ô nhiễm chì 2.2.1 Trên thế giới 2.2.2 Ở Việt Nam 2.3 Ảnh hưởng lên sức khỏe cộng đồng dân cư 2.3.1 Tác hại đến hệ thống tạo huyết của cơ thể 2.3.2 Tác hại đến hệ thống thần kinh 2.3.3 Tác hại đến thận 2.3.4 Tác hại đến hệ tiêu hoá 2.3.5 Tác hại đến hệ tim mạch 2.3.6 Tác hại đến hệ sinh sản 2.4 Giải ô nhiễm bằng biện pháp sinh học 2.5 Phương pháp Phytoremediation 2.5.1 Lịch sử phát triển 2.5.2 Định nghĩa 2.5.3 Nguyên tắc 2.5.4 Ưu điểm 2.5.5 Khuyết điểm 2.6 Ứng dụng 2.7 Thực vật siêu hấp thu kim loại nặng 2.7.1 Khái niệm thực vật siêu hấp thụ ( Hyperaccumulator) Nguyên nhân thực vật có khả năng hấp thụ kim loại nặng Giả thuyết sự hình thành phức hợp Giả thuyết về sự lắng đọng Giả thuyết hấp thụ thụ động Sự tích luỹ kim loại là cơ chế chống lại các điều kiện stress vô sinh hoặc hữu sinh 2.8 Cơ chế giải ô nhiễm của thực vật 2.9 Trùn đất 2.9.1 Đặc điểm 2.9.2 Điều kiện sống & sinh sản 2.9.2.1 Điều kiện sống 2.9.2.2 Sinh sản 2.10 Lợi ích đối với đất Chương 3 VẬT LIỆU & PHƯƠNG PHÁP THÍ NGHIỆM 3. Chuẩn bị vật liệu thí nghiệm Đất ô nhiễm 3.2 Phương pháp phân tích đất 3.2.1 Độ pH (độ chua của đất) (pH H2O) 3.2.2 Độ hút ẩm tối đa của đất (CMR) 3.2.3. CEC 3.2.4. Chỉ tiêu N, P tổng số 3.2.4.1 Chỉ tiêu N tổng số 3.2.4.2 P tổng số 3.2.5 Chất mùn 3.2.6 N, P, K dễ tiêu 3.2.6.1 P dễ tiêu 3.2.6.2 N2 dễ tiêu (phương pháp Kjendhal) 3.2.6.3 K dễ tiêu 3.2 Thực vật 3.2.1 Ứng dụng của cây Lantana camara L. 3.2.2 Những nhược điểm 3.3 Trùn đất 3.4 Bố trí thí nghiệm 3.4.1 Bố trí 3.4.2 Theo dõi thí nghiệm 3.4.2.1 Chăm sóc 3.4.2.2 Theo dõi sinh trưởng của cây 3.4.2.3 Thời gian thí nghiệm 3.4.2.4 Các chỉ tiêu theo dõi thí nghiệm 3.4.3 Lấy mẫu và phân tích 3.4.3.1 Lấy mẫu 3.4.3.2 Các phương pháp trong phòng thí nghiệm Chương 4 DỰ ĐOÁN KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN Dự đoán Đề nghị Tài liệu tham khảo DANH SÁCH CÁC CHỮ VIẾT TẮT PCR: Polymerase chain reaction DGGE: Denaturing Gradient Gel Elecrophoresis Bp : Base pair DNA: Deoxyribonucleic acid OD: Optical density RNA: Ribonucleic acid Ta: Annealing temperperature Tm:Melting temperature TE: Tris EDTA TAE: Tris Glacial Acetic Acid EDTA EDTA: Ethylene diaminetetra acetic acid UV: Ultra Violet KLN: kim loại nặng VSV: vi sinh vật ppm: mg/l Chương 1 MỞ ĐẦU 1.1 Đặt vấn đề Hiện nay, vấn đề ô nhiễm kim loại nặng (KLN) trong đất ngày càng phức tạp (Pb, Cd, Mg, Zn, ….) đang xảy ra phổ biến ở nhiều nơi trên thế giới. Rác thải từ các nhà máy công nghiệp (sản xuất pin, nhiệt điện, ximăng, nhuộm vải, hóa chất, khai thác mỏ quặng, than, …), không ngừng gia tăng đã tạo ra một sức ép nghiêm trọng đến môi trường đất làm ảnh hưởng đến sức khỏe môi trường và con người. Để xử lý ô nhiễm đất các phương pháp truyền thống và hiện đại được đưa ra sự dụng như: rửa đất, cố định các chất ô nhiễm bằng hoá học - vật lý, xử lý nhiệt, trao đổi ion, oxi hoá hoặc khử các chất ô nhiễm, ...... là quá trình dài đòi hỏi nhiều vốn đầu tư, kĩ thuật và công nghệ phức tạp. Tuy nhiên các phương pháp này đòi hỏi chi phí cao và có giới hạn về kĩ thuật. Phương pháp sinh học phytoremediation ra đời gần đây, có thể khắc phục được những nhược điểm trên. Phương pháp này dựa trên cơ chế hấp thụ, chuyển hoá, chống chịu và loại bỏ kim loại nặng của một số loài thực vật. Nhằm tối ưu hoá khả năng xử lý ô nhiễm KLN đặc biệt là chì (Pb) trong đất bằng phương pháp phytoremediation. Hiện nay có rất nhiều nghiên cứu tiến hành sử dụng một số loài thực vật có khả năng hấp thụ KLN gấp nhiều lần thực vật hấp thụ KLN thông thường được gọi là thực vật siêu hấp thu KLN. Không chỉ vậy để tăng khả năng hoạt động của vùng rễ cây còn có sự kết hợp với một yếu tố rất quan trọng nữa là trùn đất Pheretima sp. Để cải thiện hoạt động của vùng rễ kích thích khả năng hấp thụ chì của cây, rút ngắn thời gian cải tạo môi trường đất bị ô nhiễm KLN. Từ ý nghĩa thiết thực trên, trong phạm vi khoá luận tốt nghiệp, em đã thực hiện đề tài: “Thử nghiệm phương pháp tách chiết DNA trong đất nhằm khảo sát tính đa dạng của hệ vi sinh vật trong mối quan hệ tương tác giữa trùn đất Pheretima sp. và thực vật siêu hấp thụ kim loại nặng cây thơm ổi (Lantana Camara L.)” Mục đích Khảo sát khả năng hấp thụ của cây thơm ổi Lantana Camara L. khi bổ sung trùn đất Pheretima sp. Thiết lập cơ chế về mối quan hệ giữa thực vật và trùn khi trùn tác động trên đất làm thay đổi các tính chất của đất, gia tăng hệ VSV, hoạt hóa hệ enzyme. 1.3 Giới hạn đề tài Đề tài chỉ được tiến hành nghiên cứu với một giống cây là cây thơm ổi Lantana Camara L. có nguồn gốc từ Đồng Tháp và trùn đất Pheretima sp. thí nghiệm được lấy từ khu vực ở Biên Hoà. Đề tài thực hiện trong thời gian từ tháng 4/2008 đến tháng 8/2008. Tiến trình thực hiện Phần 1: Từ 1/4/2008 – 30/5/2008 bố trí thí nghiệm tại Phú An. Phần 2: Từ 1/6/2008- 15/7/2008 xử lý mẫu và phân tích các chỉ tiêu về đất ở trung tâm phân tích môi trường trường Đại học Nông Lâm Phần 3: Từ 15/7/2008- 30/8/2008 phân tích hệ vi sinh vật trong đất tại trung tâm phân tích hoá sinh của trường. Chương 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU 2. Chì và các tác hại của chì 2.1 Đặc điểm của chì (Pb) Chì là kim loại nặng màu xám xanh nhạt (M = 207.1; d = 11.3 g/cm3), mềm dẻo, dễ cán mỏng, dễ cắt và dễ định hình. Có độ linh động kém và thời gian bán hủy trong đất từ 800 – 6000 năm, dẫn điện kém và rất độc. Chì nóng chảy ở 3270C và sôi ở 17440C nhưng ở 5000C chì đã bay hơi, nhiệt độ càng cao sự bay hơi càng mạnh, hơi chì bay lên sẽ kết hợp với oxy trong không khí tạo thành oxyt chì. Chì thường thấy ở dạng sunfua (PbS), oxyt chì vàng (PbO), sunfat chì (PbSO4) và hợp chất chì với các oxyt kim loại khác như cromat chì, silicat chì... (Yếu tố hoá học trong sản xuất – Nhiễm độ chì) Trong tự nhiên, chì có nhiều dưới dạng PbS và bị chuyển hóa thành PbSO4 do quá trình phong hóa. Pb2+ sau khi được giải phóng sẽ tham gia vào nhiều quá trình Pb3(PO4)2 khác nhau trong đất như bị hấp phụ bởi các khoáng sét, chất hữu cơ hoặc oxit kim loại hoặc bị cố định dưới dạng các hợp chất Pb(OH)2, PbCO3, PbS, PbO, Pb3(PO4)2. Chì bị hấp phụ trao đổi chỉ chiếm một lượng nhỏ (<5%) hàm lượng chì 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 và chúng cũng làm tăng tính hoạt động của chì khi các chất hữu cơ này có tính hoạt động cao. (Diệp thị Mỹ Hạnh, 2002) Chì có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất bay hơi như (CH3)4Pb. Trong đất, chì có khả năng thay thế ion K+ trong các phức hệ hấp phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. Khả năng hấp phụ chì tăng dần theo pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2 (Lê Huy Bá, 2000). 2.2 Các tác hại của chì - Độc tính của chì có thể: làm ảnh hưởng đến hệ thống tạo máu, sự hình thành và thoái hóa hemoglobin gây ra các rối loạn về huyết học. + Trong nhiễm độc chì, trong máu xuất hiện các hồng cầu hạt kiềm (HCHK). - Tác hại trên thận: làm suy giảm chức năng tuyến thượng thận, lọc cầu thận bị giảm, gây ra hiện tượng đái máu vi thể và cao huyết áp. - Ảnh hưởng lên hệ thần kinh : gây rối loạn dẫn truyền, viêm não, đau đầu, run cơ, hoang tưởng và mất trí nhớ. Nặng hơn có thể bị co giật, liệt và hôn mê. - Hệ tiêu hóa: gây ra các cơn đau bụng cấp tính, viêm dạ dày ruột mạn tính. - Hệ sinh sản: làm cho phụ nữ đẻ non, chết khi mới sinh, còn nam giới tổn thương tinh hoàn, vô sinh và liệt dương. Ngoài ra, chì còn có rất nhiều tác hại khác có thể kể đến như khả năng gây ra ung thư ở người. (Yếu tố hoá học trong sản xuất – Nhiễm độ chì). 2.4 Tình hình ô nhiễm chì 2.4.1 Trên thế giới Hiện nay, nhiều vùng trên thế giới đã được xác định là bị ô nhiễm kim loại nặng ở mức độ cao ở lớp đất mặt nông nghiệp lượng chì vào khoảng 2 - 20 mg/kg, trung bình khoảng 16 mg/kg (biến đổi tùy theo vị trí địa lý). (Bùi Cát Tuyến, 2007) Bảng1: Mức kim loại nặng có tần suất cao (80%) và hàm lượng Fluorine Thụy Sĩ Nguyên tố Mức nồng độ trong 20 cm đất tầng mặt (mg/kg) Mức khuyến cáo theo quy định của Thụy Sĩ mg/kg Pb Cu Cd Zn Ni Cr Co Hg F 16 - (24) – 38 6 - (18) – 35 0,11 - (0,23) - 0,49 35 - (53) – 89 6 - (22) – 40 13 - (25) – 38 3 - (5,7) – 10 0,06 - (0,10) - 0,19 234 - (457) – 715 50 50 0,8 200 50 75 25 0,8 400 Ghi chú: số trong ngoặc là trị số trung bình Theo kết quả điều tra đất ở 53 thành phố và thị xã ở nước Anh cho thấy, hầu hết đất có hàm lượng chì tổng số vượt trên 200 mg/kg, ở nhiều vùng công nghiệp đã vượt quá 500 mg/kg, trong khi đất bình thường không bị nhiễm bẩn là <100 mg/kg (Lê Văn Khoa, 2000). Ở Mỹ, có khoảng 500.000 điểm ô nhiễm thì có hơn 217.000 điểm cần phải xử lý. Trong đó trên 10.000 điểm bị ô nhiễm KLN và nhiều điểm bị ô nhiễm với nồng độ rất cao. Ở Bayonne, New Jersey có nhà máy chế tạo cáp thì nồng độ chì trong đất bề mặt (0- 15 cm) trung bình là 2.055 mg/kg, thay đổi từ 1.000 đến 6.500 mg/kg. Ở lớp đất sâu hơn (15-30 cm) nồng độ chì thấp hơn, thay đổi từ 780 đến 2.100 mg/kg, với nồng độ trung bình là 1.280 mg/kg, và nồng độ chì ở độ sâu 30–45 cm nồng độ chì thay đổi từ 280 đến 8.800 mg/kg. Ở Superfund Site, nơi diễn ra hoạt động tái chế pin, xưởng đúc và sau đó là hoạt động nấu kim loại, ô nhiễm chì nghiêm trọng. Tổng lượng chì trung bình là 55.480 mg/kg có thể đạt mức tối đa 140.500 mg/kg (EPA, 2000). Tại Canada, hằng năm người ta phun thuốc diệt côn trùng trong các vườn cây ăn quả với mức trung bình là 8,7 kg Pb/ha, làm cho đất bị ô nhiễm chì với hàm lượng lên đến 14.000 ppm (Mai Trọng Nhuận, 2001). EPA ước lựơng có 23%, hay 18 triệu nhà riêng ở nước Mỹ xây trước năm 1980 có mức chì trong đất trên 400 ppm, 3%, hay 2,5 triệu căn hộ có mức chì trên 2000 ppm và cũng có khoảng 3% hay 2,5 triệu căn hộ có mức chì vượt quá 5000 ppm (EPA, 1996). 2.4.2 Ở Việt Nam Nước ta hiện nay có trên 800.000 cơ sở sản xuất công nghiệp với gần 70 khu chế xuất – khu công nghiệp tính trung bình hàng ngày lượng chất thải rắn sinh hoạt từ 0,6 – 0,8 kg/người/ngày, chất thải rắn trong bệnh viện (cơ sở y tế) được thải ra ước tính từ 50-70 tấn/ngày ở Hà Nội, Hải Phòng, Đà Nẵng, thành phố Hồ Chí Minh. Dưới đây là một số khu vực ở Việt Nam có biểu hiện ô nhiễm chì đã được công bố. Bảng 2: Hàm lượng chì nhiễm trong đất tại thành phố Hồ Chí Minh (ppm) Khu vực Hàm lượng Pb( ppm) Nhà máy pin accuy Đồng Nai 10.900 Bến Xe An Sương 217 Xa cảng miền Tây 770 Đường Cách Mạng Tháng 8 200 Bến xe tải miền Tây 188 Vòng xoay Phú Lâm 46 Trục Đường Quốc Lộ 1 (từ Phú Lâm đi Long An) 76 (Diệp Thị Mỹ Hạnh và ctv, 2003) Hiện trạng nhiễm kim loại nặng ở mẫu đất, nước và rau trên một số khu vực huyện Đông Anh, Hà Nội. Bảng 3: Ngưỡng ô nhiễm KLN của đất, nước và rau Tên mẫu Ngưỡng ô nhiễm Hg As Pb Cd Đất (mg/kg đất khô) Hg ≥0,5 As ≥12 Pb ≥70 Cd≥2 Nước (mg/lít) Hg ≥0,0010 As ≥0,0100** Pb ≥0,1000 Cd≥0,0100* Rau (mg/kg rau tươi) Hg ≥0050 As ≥0,2000 Pb ≥0,5000 Cd≥0,0200 Số liệu lấy theo tiêu chuẩn châu Âu (*) (Jan, 1987 và Tword và cs, 1994); theo tiêu chuẩn FAO(**); Số liệu còn lại theo tiêu chuẩn VN. Con người cũng làm khuếch tán Pb trong không khí khi thêm chì dạng tetramethyl vào xăng. Khi thác quặng mỏ, nấu kim loại, phát triển các nhà máy pin. Bảng 4: Lượng chì thải ra từ các phương tiện giao thông Năm 1985 Năm 1993 Pb từ các phương tiện giao thông 85% 33% Tổng lượng Pb thải ra 20.100 tấn 4.900 tấn Các biện pháp giải ô nhiễm Trước tình hình ô nhiễm chì (Pb) ngày càng diễn ra nghiêm trọng, một số quốc gia đã bắt đầu đầu tư vào nghiên cứu các biện pháp giải ô nhiễm.Các biện pháp có thể là vật lí, hoá học, sinh học hay hoá lý…Tuy nhiên, phương pháp đều có những đặc điểm riêng và phụ thuộc vào mục đích sử dụng của mỗi quốc gia. Có thể kể đến như: Biện pháp vật lí: là sử dụng các lực vật lý tác động vào môi trường đất làm thay đổi cấu trúc của các chấ t ô nhiễm nhưng không có bản chất hóa học. Biện pháp hóa học: làm thay đổi tính chất của chất ô nhiễm, biến đổi chúng thành dạng ít ô nhiễm hơn. Biện pháp hóa lý: dùng nhiệt in situ; nung đất (incineration); rửa đất (soil washing hay soil flushing); trao đổi ion; cố định chất ô nhiễm (solidification/stabilization); biện pháp ôxy hóa hóa học; thủy tinh hóa (vitrification)… hay biện pháp cơ học là lấp đất (landfilling)…. 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. + 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. Các loại vi sinh vật có thể kể đến như: S.viridochromogenes hấp thụ 30% trong lượng khô uranium, Citrobacter sp. Có khả năng hấp thu chì khoảng 34-40 % trọng lượng khô, tảo: Rhizopus arrhizus có khả năng hấp thu chì 10%.....Nhưng phương pháp có một số hạn chế khi ở những nơi có nồng độ chất ô nhiễm cao sẽ gây độc cho vi sinh vật, hay chưa ứng dụng nhiều trong việc giải ô nhiễm đất, thường là kết hợp với biện pháp phytoremediation để làm gia tăng khả năng hấp thu kim loại trong đất của thực vật. (Liesbet Cauwenberghe và Diane S.Roote, P.G., 1998). Hầu hết các phương pháp đều rất tốn kém về kinh phí, giới hạn về kỹ thuật và hạn chế về diện tích,... Trong khi phương pháp sử dụng thực vật thì: dựa trên các loài thực vật có khả năng đặc biệt là hấp thu và tích luỹ kim loại ở nồng độ rất cao. Đó là những thực vật có thể tồn tại được ở những vùng ô nhiễm kim loại nặng. Sự vận dụng khả năng đặc biệt này của thực vật vào xử lý môi trường đã phát triển một phương pháp mới để giải ô nhiễm đất, gọi là “Phytoremediation”, tức là dùng thực vật để giải ô nhiễm. Đây là một phương pháp mới đầy triển vọng (ITRC, 1999). Bảng 5: Liệt kê các loài thực vật có khả năng giải ô nhiễm Thực vật Chất ô nhiễm Arabidopsis Hg Bladder campion Zn, Cu Brassica family (Indian Mustard & Broccoli) Se, S, Pb, Cd Chromium, Ni, Zn, Cu, Ce, Strontium Buxaceae (boxwood) Ni Compositae family Ce, Strontium Euphorbiaceae Ni Tomato plant Pb, Zn, Cu Trees in the Populus genus (Polar,Cotton wood) Thuốc trừ sâu, Atrazine, Trichloroethylene (TCE), Carbon tetrachloride, Hợp chất Nitrogen, 2,4,6-trinitrotoluene (TNT), hexahydro-1,3,5-trinitro-1,3,5 triazine (RDX) Pennycress Zn, Cd Sunflower Ce, Strontium, Uranium Genus Lemna (Duckweed) Chất nổ Parrot feather Chất nổ Pondweed, arrowroot, coontail TNT, RDX Perennial rye grass Polychlorinatedphenyls (PCP's), polyaromatichydrocarbons (PAH's) (Kelly E. Belz, 1997) 2.6 Phương pháp Phytoremediation 2.6.1 Định nghĩa Phytoremedation (phyto: thực vật. Remediation: cải tạo) là kĩ thuật sử dụng thực vật để cải tạo môi trường đất bị ô nhiễm dựa trên cơ sở khả năng hấp thụ kim loại trên mức bình thường của thực vật (Hyperaccumulator). ( 2.6.1.1 Thực vật siêu hấp thụ (Hyperaccumulator) Thực vật siêu hấp thụ: là những loại có khả năng hấp thu kim loại nhiều gấp trăm lần những loại thực vật thông thường. Qua khảo sát cho thấy có ít nhất 400 loài phân bố trong 45 họ thực vật được cho là thực vật siêu hấp thu. Các loài này là các loài thực vật thân thảo hoặc thân gỗ, có khả năng tích lũy và không có biểu hiện về mặt hình thái khi nồng độ kim loại trong thân cao hơn hàng trăm lần so với các loài bình thường khác. Các loài thực vật này thích nghi một cách đặc biệt với các điều kiện môi trường và khả năng tích luỹ hàm lượng kim loại cao có thể góp phần ngăn cản các loài sâu bọ và sự nhiễm nấm. Bảng 6. Một số loài thực vật có khả năng tích luỹ kim loại nặng cao Tên loài Nồng độ kim loại tích luỹ trong thân (mg/g trọng lượng khô) Tác giả và năm công bố Arabidopsis halleri (Cardaminopsis halleri) 13.600 Zn Ernst, 1968 Thlaspi caerulescens 10.300 Zn Ernst, 1982 Thlaspi caerulescens 12.000 Cd Mádico va ctv, 1992 Thlaspi rotundifolium 8.200 Pb Reeves & Brooks, 1983 Minuartia verna 11.000 Pb Ernst, 1974 Thlaspi geosingense 12.000 Ni Reeves & Brooks, 1983 Alyssum bertholonii 13.400 Ni Brooks & Radford, 1978 Alyssum pintodasilvae 9.000 Ni Brooks & Radford, 1978 Berkheya codii 11.600 Ni Brooks, 1998 Psychotria douarrei 47.500 Ni Baker và ctv., 1985 Miconia lutescens 6.800 Al Bech và ctv 1997 Melastoma malabathricum 10.000 Al Watanabe va ctv, 1998 (Võ Văn Minh – Võ Châu Tuấn, công nghệ xử lý kim loại nặng trong đất) 2.6.1.2 Nguyên nhân thực vật có thể hấp thụ kim loại nặng Thực vật có những cơ chế đặc biệt để hấp thu, chuyển hóa và dự trữ các chất dinh dưỡng. Chúng có thể: - Loại bỏ các kim loại độc bằng cách tạo ra phức chất không độc chuyển đến các bộ phận của tế bào tích luỹ ở dạng các hợp chất hữu cơ hoặc vô cơ bền vững . - Tách các kim loại ra khỏi đất, tích luỹ trong các bộ phận của cây, sau đó được loại bỏ qua lá khô, rữa trôi qua biểu bì hoặc bị đốt cháy. - Tích luỹ kim loại là một sản phẩm phụ của cơ chế thích nghi đối với điều kiện bất lợi của đất (ví dụ như cơ chế hấp thụ Ni trong loại đất serpentin). - Chúng có thể cố định kim loại trong đất hoặc bùn bởi sự hấp thụ của rễ hoặc kết tủa trong vùng rễ. Quá trình này làm giảm khả năng linh động của kim loại, ngăn chặn ô nhiễm nước ngầm và làm giảm hàm lượng kim loại khuếch tán vào trong các chuỗi thức ăn. Sự tích luỹ kim loại là cơ chế chống lại các điều kiện stress vô sinh hoặc hữu sinh: hiệu lực của kim loại chống lại các loài vi khuẩn, nấm ký sinh và các loài sinh vật ăn lá đã được nghiên cứu.(Võ Văn Minh, Võ Châu Tuấn) Bảng7 . Một số loài thực vật cho sinh khối nhanh có thể sử dụng để xử lý kim loại nặng trong đất Tên loài Khả năng xử lý Tác giả và năm công bố Salix KLN trong đất, nước Greger và Landberg, 1999 Populus Ni trong đất, nước và nước ngầm Punshon và Adriano, 2003 Brassica napus, B. Juncea, B. nigra Chất phóng xạ, KLN, Se trong đất Brown, 1996; Banuelosa và ctv, 1997 Cannabis sativa Chất phóng xạ, Cd trong đất Ostwald, 2000 Helianthus Pb, Cd trong đất EPA, 2000 và Elkatib, 2001 Typha sp. Mn, Cu, Se trong nước thải mỏ khoáng sản Horne, 2000 Phragmites australis KLN trong chất thải mỏ khoáng sản Massacci và ctv, 2001 Glyceria fluitans KLN trong chất thải mỏ khoáng sản MacCabe và Otte, 2000 Lemna minor KLN trong nước Zayed và ctv, 1998 (Võ Văn Minh – Võ Châu Tuấn) 2.6.2 Cơ chế giải ô nhiễm ở thực vật Thực vật hấp thu KLN do bộ rễ hút hoặc qua lá nhưng rễ là phổ biến hơn cả. KLN được hút vào rễ theo khuynh độ nồng độ xuyên qua màng tế bào. Nguyên tắc cơ bản là thực vật lấy chất ô nhiễm thông qua hệ rễ. Do qui luật sinh tồn, một số loài thực vật có khả năng biến đổi di truyền để chịu đựng dần với nồng độ kim loại cao trong đất. Chất ô nhiễm có thể được dự trữ trong các bộ phận của cây (phytoextraction); được thực vật làm bay hơi (phytovolatilization) hay được thực vật tập trung, cố định trong vùng rễ (phytostabilization); hoặc được thực vật tiêu hóa (phytodegradation) … (ITRC, 2001) 2.6.3 Ưu điểm Phương pháp có thể xử lý ô nhiễm tại chỗ nên được ứng dụng thường xuyên, tránh gây xáo trộn đất và môi trường xung quanh đồng thời giảm bớt sự lan tràn ô nhiễm vào không khí và nguồn nước. Một lợi thế khác của phytoremediation: đây là 1 kỹ thuật xanh nên nếu thực hiện đúng đắn thì sẽ là kỹ thuật thân thiện với môi trường giúp làm đẹp cảnh quan, mang lại sự dễ chịu đối với mọi người. Nó còn có thể xử lý lâu dài một vùng rộng chứa nhiều chất ô nhiễm. (Diệp thị Mỹ Hạnh, 2002) Hơn cả, thế mạnh của phương pháp là chi phí cho việc thực hiện rẻ hơn nhiều so với kỹ thuật ex situ truyền thống. Không yêu cầu những thiết bị đắt tiền hay nhân sự có chuyên môn cao mà vẫn có thể thực hiện một cách dễ dàng. (Bùi Minh Trí, 2007. Phytoremediation) Ví dụ: Năm 1998, Cục môi trường Châu Âu (EEA) đánh giá hiệu quả kinh tế của các phương pháp xử lý KLN trong đất bằng phương pháp truyền thống và phươn