Xem mẫu
- Tiểu luận môi trường
"RHIZODEGRADATION "
- MỤC LỤC
Danh sách sinh viên nhóm I ................................ ................................ .................... 3
1. ĐỊNH NGHĨA ................................ ................................ ................................ ...... 4
2. XỬ LÝ MÔI TRƯỜNG ....................................................................................... 5
3. THUẬN LỢI ........................................................................................................ 5
4. KHÓ KHĂN ........................................................................................................ 5
5. NỒNG ĐỘ VÀ CÁC LOẠI CHẤT CÓ THỂ PHÂN HỦY ................................ 6
6. ĐỘ DÀI RỄ .......................................................................................................... 9
7. NHỮNG LOÀI THỰC VẬT CÓ THỂ ÁP DỤNG ............................................. 9
8. ĐẤT ĐAI ............................................................................................................. 11
9. NƯỚC NGẦM VÀ NƯỚC MẶT ...................................................................... 12
10. ĐIỀU KIỆN KHÍ HẬU.................................................................................... 12
11. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU ........................................................................... 12
12. CHI PHÍ HỆ THỐNG ..................................................................................... 12
13. TÀI LIỆU THAM KHẢO THÊM................................................................... 13
14. ĐẶC ĐIỂM NỔI TRỘI CỦA CƠ CHẾ. HƯỚNG TIẾP TỤC NGHIÊN CỨU
VÀ PHÁT TRIỂN ................................................................................................. 15
15. Mộ t số ứng dụng và nghiên cứu bổ sung có liên quan................................ .... 16
- Danh sách sinh viên nhóm I
1. Lê Thị Phương Thảo
2. Nguyễn Hữu Đại
3. Nguyễn Thị Như Vân
4. Đàm Minh Anh
5. Trần Triệu
- RHIZODEGRADATION
1. ĐỊNH NGHĨA
Rhizodegradation: Là quá trình phân huỷ chất ô nhiễm hữu cơ trong đấ t thông qua
quá trình hoạt động của vi sinh vậ t.
Ở những vùng rễ củ a các loài cây ứng dụng biện pháp này thường có số lượng vi
sinh vật rất lớn. Nguyên nhân là do những loài cây này có thể tiết ra nhữ ng hợp chất
hữu cơ như đường, amino acids, acid hữu cơ, acid béo, sterols, nhân tố sinh trường,
nucleotides, flavanone, enzyme và các hợp chất khác nhữ ng hợp chất hữu cơ này sẽ
trở t hành nguồn dinh dưỡng cung cấp cho các vi sinh vật trong vùng rễ phát triển.
Ngoài ra trong quá trình phát triển, bộ rễ của cây không ngừ ng mở rộ ng làm thay
đổi tính chất củ a đất, giúp cho oxy đi vào vùng rễ, điều này cũng góp phần gián tiếp
giúp cho các vi sinh vật phát triển.
Có thể hiểu biện pháp này chính là việc sử dụ ng khéo léo mố i quan hệ cộ ng sinh
củ a vi sinh vật trong đ ất vớ i cây. Chính vì lẽ đó, mà biện pháp này chủ yếu sử dụng để
xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ như PCB, thuố c trừ sâu, thuốc diệt cỏ,...
Quá trình phân hủy các chất hữu cơ theo cơ chế Rhizodegradation
- 2. XỬ LÝ MÔI TRƯỜNG
Rhizodegradation đ ã được sử dụng cho đ ất, trầm tích, bùn cặn, dung môi clo hóa,
thuốc trừ sâu, hydrocarbon xăng dầu, và biphenyl.
3. THUẬN LỢI
Rhizodegradation có những thuận lợi như:
- Phân hủ y tại chỗ các chất ô nhiễm
- Sự di chuyển củ a hợp chất vào cây hay vào không khí t heo các công nghệ xử lý ô
nhiễm bằng thực vật khác có thể ít hơn so với công nghệ này vì quá trình phân hủ y
xảy ra ngay tại nguồn gây ô nhiễm
- Có thể xảy ra quá trình khoáng hóa củ a chất ô nhiễm
- Chi phí thiết lập và bảo trì thấp so với các phương pháp xử lý khác
4. KHÓ KHĂN
Rhizodegradation có những khó khăn như:
- Cần kho ảng thờ i gian dài cho sự phát triển rộ ng vùng rễ
- Cấu trúc và độ ẩm của đ ất có thể giới hạn chiều dài rễ
- Vùng rễ có thể làm tăng tốc độ phân hủ y ban đ ầu nhưng phạm vi và mức độ phân
hủ y cuố i cùng có thể là giống nhau trong cả hai trường hợp đất thuộ c vùng rễ và đ ất
không rễ
- Sự hấp thụ của cây trồng có thể xảy ra với nhiều chất gây ô nhiễm. Các nghiên
cứu thí nghiệm và thực địa cần giải thích cho sự biến mất khác và cơ chế p hân giải
bằng thực vật (phytoremediation) có thể làm p hức tạp việc giải thích sự phân giải của
rễ (rhizodegradation). VD: nếu cây trồng hấp thụ , phân giải bằng thực vật
(phytoremediation) ho ặc phân giải nhờ bay hơi (phytovolatilization) có thể xảy ra
ngoài sự phân giải củ a rễ (rhizodegradation)
- Cần bón bổ sung phân cho cây do sự cạnh tranh chất dinh dưỡng củ a vi sinh vật
- Dịch tiết củ a rễ cũng kích thích sự phát triển của các vi khu ẩn không phân hủ y
- chất ô nhiễm, làm tổ n hại các vi khuẩn phân hủ y chất ô nhiễm
- Vi sinh vật có thể sử dụ ng các nguồn chất hữu cơ từ cây thay cho các chất ô
nhiễm, do đó làm giảm lượng chất ô nhiễm phân hủy sinh học. Trong cột trầm tích thí
nghiệm, các mảnh vụ n từ loài thực vật đất ngập nư ớc mặn Spartina alterniflora làm
giảm lượ ng dầu phân hủ y sinh học. Đó cũng có thể là do sự cạnh tranh về lượng oxy
có hạn hay chất dinh dưỡng vi sinh vật phân hủ y dầu bản đ ịa và vi sinh vật phân hủ y
các chất hữu cơ thực vật.
5. NỒNG ĐỘ VÀ CÁC LOẠI CHẤT CÓ THỂ PHÂN HỦY
Những chất ô nhiễm bị p hân hủ y theo phương pháp này:
* TPH (total petroleum hydrocarbons)
Một vài địa điểm thực tế bị ô nhiễm dầu thô, diesel, dầu nặng, và các sản phẩm từ
dầu khác được nghiên cứu xử lý bằng thực vật bằng cách kiểm tra sự biến mất của
TPH. Rhizodegradation và sự hóa mùn là những cơ chế quan trọng nhất làm biến mất
TPH đối với những cây ít hấp thụ. Rhizodegradation có khả năng hạ thấp mức độ
TPH xuố ng dưới mứ c bình ổ n nhận thấy ở phương pháp xử lý sinh họ c bình thường
Hàm lượng hydrocacbon dầu mỏ cao ban đ ầu (2000 – 40000mg/kg TPH) được
nghiên cứu ở vài địa điểm thực t ế. Sự sinh trưởng khác nhau ở các loài thực vật khác
nhau, nhưng sự có mặt củ a mộ t số loài đ ã dẫn đến sự biến mất đáng kể TPH so với
những loài khác hay trong đ ất không trồng thực vật
* PAHs (polycyclic aromatic hydrocacbons)
- Chrysene, benzo(a)anthracene, benzo(a)pyrene, và d ibenzo(a,h)anthracene giảm
đi nhiều trong đất có trồ ng thực vật so với đ ất không trồng (Aprill and Sims 1990).
- Anthracene và pyrene g iảm đi nhiều trong đất có trồng thực vật so vớ i đ ất không
trồng (Reilley et al. 1996).
- Pyrene bị khoáng hóa với tốc độ lớn hơn khi ở các hệ thống có trồng cây (Ferro
et al. 1994a).
- - Pyrene ở mứ c 150 mg/kg được thí nghiệm với cỏ lúa mì mào gà(Ferro et al.
1994b).
- Anthracene và pyrene ở mứ c 100 mg/kg được thí nghiệm với các lo ại cỏ và mộ t
thứ đậu (Reilley et al. 1996).
- 10 mg/kg PAH (chrysene, benzo(a)anthracene, benzo(a)pyrene, dibenzo (a,h)
anthracene) đã giảm đi nhiều trong đất có trồng cây (Aprill and Sims 1990).
- PAHs ở mức 1,450 đ ến 16,700 mg/kg (ở đất cũng bị ô nhiễm PCP) ngăn chặn
mạnh mẽ sự nảy mầm và phát triển củ a các lo ại cỏ (Pivetz et al. 1997).
* BTEX (Benzene, toluene, ethylbenzene, and xylenes)
- Đất ở vùng rễ cây dương có mật độ cao các vi khuẩn phân hủ y benzene, toluene,
và o-xylene so với vùng không có rễ cây. Các dịch rễ cây có chứa các đ ại phân tử hữu
cơ có khả năng phân hủ y dễ dàng (Jordahl et al. 1997).
* Thuốc trừ sâu
- Thuố c diệt cỏ atrazine, metolachlor, và trifluralin: Đất vùng rễ có sự gia tăng tốc
độ phân hủ y so với vùng đ ất không rễ. Các thí nghiệm đã được tiến hành trong sự
vẵng mặt củ a các loài cây để làm giảm ảnh hưởng củ a sự hấp thụ củ a rễ (Anderson et
al. 1994).
- Thuố c diệt con trùng Parathion and diazinon organophosphate: tốc độ khoáng
hóa củ a các hợp chất đã đ ánh dấu phóng xạ cao hơn ở đ ất thuộc vùng rễ so vớ i đ ất
không thuộ c vùng rễ cây. Sự khoáng hóa Diazinon trong đ ất mà không có rễ thì không
tăng lên khi thêm dịch rễ cây, nhưng mà sự khoáng hóa parathion lại tăng (Hsu and
Bartha 1979).
-Thuốc diệt cỏ Propanil : có sự tăng số lượng vi khuẩn Gram âm ở vùng đ ất chứa
quyển rế. Người ta cho rằng yếu tố phân hủ y propanil t ốt nhất sẽ có lợi khi do gần
rễ và các dịch rễ (Hoagland et al. 1994).
- Thuố c diệt cỏ 2,4-D: vi sinh vật có khả năng phân hủ y 2,4-D xuất hiện liên quan
- đến nâng cao về lượng trong quyển rễ của mía đường, so với vùng đ ất không có rễ
(Sandmann and Loos 1984). Hằng số tố c độ phân hủ y bằng thực vật của 2,4-D cao
hơn ở các vùng đ ất thuộ c quyển rễ (Boyle and Shann 1995).
- Thuố c diệt cỏ 2,4,5-T: Hằng số tố c độ phân hủ y bằng thực vật của 2,4,5-T cao
hơn ở các vùng đ ất thuộ c quyển rễ (Boyle and Shann 1995).
- Tăng sự phân hủ y củ a đất thuộc vùng uyển rễ có chứa 0.3 g/g trifluralin, 0.5 g/g
atrazine, và 9.6 g/g metolachlor so với vùng không có rễ (Anderson et al. 1994).
- Parathion và d iazinon ở mứ c 5 g/g khoáng hóa mạnh hơn trong đ ất có rễ (Hsu
and Bartha 1979).
- Đất có quyển rễ có chứa 3 g/g propanil đ ã tăng số lượng vi khuẩn Gram âm do đó
nhanh chóng biến đ ổi (Hoagland et al. 1994).
* Dung môi clo hóa
- Sự khoáng hóa mạnh hơn TCE của đ ất có trồ ng cây (Anderson and Walton 1995).
- sự phân hủ y TCE và TCA có thể tăng thêm nhờ các rễ thực vật tăng cường sự
phân hủ y củ a vùng quyển rễ (Narayanan et al. 1995).
- TCE ở mức 100 và 200 g/L trong nước ngầm đ ã đ ược xử lý trong mộ t hệ thố ng
đất - nước ngầm (Narayanan et al. 1995).
- TCA ở mức 50 và 100 g/L trong nước ngầm đ ã được xử lý trong một hệ thống đất
- nước ngầm (Narayanan et al. 1995).
* PCP (pentachlorophenol)
- PCP bị khoáng hóa tố c độ lớn hơn ở hệ thống có trồ ng thực vật so với hệ không
trồng thực vật (Ferro et al. 1994b).
-Đất có chứa 100 mg PCP/kg đất đ ã được xử lý trong một thí nghiệm vớ i hycrest
crested wheatgrass (Ferro et al. 1994b).
- hạt cây cỏ kê (Panicum miliaceum L.) xử lý với một laoì vi khuẩn phân hủ y PCP
đã nảy mầm và phát triển tốt trong đ ất chứa 175 mg/L PCP, so với các hạt không xử lý
- (Pfender 1996).
- PCP ở mức 400 đ ến 4100 mg/kg (đ ất có bị ô nhiễm PAHs) ngăn chăn mạnh mẽ
sự nảy mầm và phát triển củ a 8 loài cỏ (Pivetz et al. 1997).
* PCBs (polychlorinated biphenyls)
- Những hợp chất như flavonoids and coumarins tìm thấy trong dung dịch lọc từ rễ
các cây xác định kích thích sự phát triển củ a vi khuẩn phân hu ỷ PCB (Donnelly et al.
1994; Gilbert and Crowley 1997).
* Surfactants
- Linear alkylbenzene sulfonate (LAS) and linear alcohol ethoxylate (LAE) có tố c
độ khoáng hóa mạnh hơn khi có mặt vi sinh vật vùng rễ hơn các trầm tích không có
vùng rễ (Federle and Schwab 1989).
- LAS và LAE ở mức 1 mg/L có tố c độ khoáng hóa mạnh hơn khi có mặt vi sinh
vật vùng rễ hơn các trầm tích không có vùng rễ (Federle and Schwab 1989)
6. ĐỘ DÀI RỄ
Do vùng rễ chỉ mở rộ ng kho ảng 1mm từ rễ cây và ban đầu thể tích đất trong vùng
rễ chỉ là phần nhỏ của tổng thể tích đất (thể tích đất giới hạn ban đầu ảnh hưởng bở i
vùng rễ). Tuy nhiên, theo thời gian rễ mới sẽ lan ra vùng đất khác, và rễ khác sẽ phân
hủ y, kết quả là dịch rỉ bổ sung thêm vào vùng rễ. Như vậy, phạm vi của
rhizodegradation sẽ tăng với thờ i gian và với sự t ăng trưởng rễ bổ sung. Hiệu quả của
rhizodegradation có thể hơi sâu hơn vùng rễ. Nếu dịch rễ là các chất có thể hòa tan
trong nước, không bị hút thu quá mạnh và không nhanh chóng phân hủ y, chúng có thể
đi sâu thêm vào đất. Nước ngầm bị ô nhiễm có thể đ ược cải thiện nếu nó nằm trong
phạm vi ảnh hưởng củ a rễ.
7. NHỮNG LOÀI THỰC VẬT CÓ THỂ ÁP DỤNG
Những cây sản xuất dịch rễ đ ã kích thích sự tăng trưởng củ a vi sinh vật phân hủ y
ho ặc kích thích sự đồ ng đồng hóa sẽ nhiều lợi ích hơn những cây không có những
- dịch rỉ trực tiếp hữu ích như vậy. Số lượng, kiểu và hiệu quả củ a những dịch rỉ và
những enzym sản xu ất từ rễ t hay đổ i giữa các loài và thậm chí bên trong các loài p hụ
hay các thứ trong cùng một loài.
Sau đây là nhữ ng ví dụ thực vật có khả năng rhizodegradation:
* Hồ ng dâu (Morus rubra L.), táo tây dại [Malus fusca (Raf.) Schneid], và dâu
vàng cam [Maclura pomifera (Raf.) Schneid] sản xuất những dịch rỉ có chứa hàm
lượng tương đố i cao các hợp chất phenolic, ở nồng độ có khả năng kích thích tăng
trưởng củ a vi khuẩn phân hủ y PCB
* Bạc hà lụ c (Mentha spicata) trong dịch chiết chứa mộ t hợp chất gây ra sự đồng
đồng hóa củ a một loại PCB
* Cỏ linh lăng (Medicago sativa) dường như đã góp phần làm tan TCE và TCA
qua những dịch rỉ trên vi khu ẩn đ ất.
thông
* Cây đậu [ Lespedeza cuneata (Dumont)], Cây thông trầm hương [ Pinus taeda
(L)], và cây đậu tương [ Gli-xin max ( L.) Merr., cv Davis] sự khoáng hóa TCE gia
tăng so với đất không trồng cây.
* Tại một đ iểm thự c địa bờ biển Gulf , việc sử dụng lúa mạch đen hàng năm và cỏ
St Augustine sau 21 tháng đã dẫn tới sự biến mất nhiều TPH hơn với thí nghiệm sử
dụng lúa miến hay miếng đ ất không trồng cây.
* Tại một đ ịa điểm thực đ ịa, mặc dù cỏ ba lá t rắng đ ã không số ng sót qua mùa
đông thứ hai, nồ ng đ ộ củ a TPH đ ã giảm nhiều hơn so với trồ ng cây cỏ đ uôi trâu cao
hay cỏ gà, lúa mạch đen hàng năm, hay không trồ ng cây.
* Sự phân giải PAH d iễn ra thông qua sử dụ ng hỗn hợp cỏ đồng: big bluestem
(Andropogon gerardi), little bluestem (Schizachyrium scoparius), cỏ Ấn Độ
(Sorghastrum nutans), switchgrass (Panicum virgatum), lúa mạch đen dại Canada
(Elymus canadensis), cỏ lúa mì phương tây (Agropyron smithii), side oats grama
(Bouteloua curtipendula), and blue grama (Boutelouagracilis) (Aprill and Sims 1990).
- * Cây cỏ đ uôi trâu (Festuca arundinacea Schreb) - một thứ cỏ “một mùa mát”(a
cool-season grass) ; Sudangrass (Sorghum vulgare L.) và switchgrass (Panicum
virgatum L.) là những loại có “một mùa ấm” (warm-season grasses); và cỏ linh lăng
( Medicago sativa L.), một loại đậu, đã đ ược sử dụng đ ể nghiên cứu sự phân giải PAH
(Reilley et al. 1996).
* Hycrest crested wheatgrass đã làm tăng tố c độ khoáng hóa củ a PCP and pyrene
liên quan đến sự đ iều khiển phi thực vật. (Ferro et al. 1994a, 1994b).
* Trong đ ất nhiễm PAH-và PCP, một tập hợp các lo ại cỏ đ uôi gà : tall fescue
(Festuca arundinacea), red fescue (Festuca rubra) có tố c độ nảy mầm và sinh khố i cao
hơn so vớ i một tập hợp gồ m các loài cỏ lúa mì [western wheatgrass (Agropyron
smithii) and slender wheatgrass (Agropyron trachycaulum)], hay tập hợp cỏ Ấn Độ,
(Sorghastrum nutans),hay cỏ switchgrass (Panicum virgatum) (Pivetz et al. 1997).
* Đất vùng rễ cây đậu thân bụ i có tốc độ khoáng hóa parathion và diazion cao hơn
so với đ ất không có rễ cây.
* Đất vùng rễ cây gạo đã tăng số lượng vi khuẩn Gram âm có khả năng biến đổi
propanil nhanh chóng.
* Đất vùng rễ Kochia sp. đã làm tăng sự phân giải những thuốc diệt cỏ so vớ i các
vùng đất không có rễ cây.
* Vi sinh vật ở rễ cây cỏ nến (Typha latifolia) làm tăng tố c độ khoáng hóa củ a LAS
và LAE hơn các vùng trầm tích không có rễ cây.
* Đất vùng rễ cây dương lai chứa quần thể đông đúc cao hơn đáng kể củ a vi khuẩn
dị dưỡng, nhữ ng vi khuẩn loại nitơ, pseudomonads phân hủ y BTX và atrazine hơn các
vùng đất không có rễ cây.
8. ĐẤT ĐAI
Điều kiện vật lý và hóa học của đất phải cung cấp chất dinh dưỡng để cho cây bén
rễ và tăng trưởng.
- 9. NƯỚC NGẦM VÀ NƯỚC MẶT
Mặc dù quá trình rhizodegradation chủ yếu là dựa vào đất, sự di chuyển củ a nước
ngầm có thể bị ảnh hưởng do sự thoát hơi nước của cây mang theo các chất ô nhiễm
từ vùng nước ngầm vào vùng rễ
10. ĐIỀU KIỆN KHÍ HẬU
Các nghiên cứu thực đ ịa quá trình rhizodegradation đ ã được tiến hành dưới những
điều kiện khí hậu khác biệt rất lớn như phía nam ẩm ướt, phía tây khô cằn và phía bắc
lạnh giá
11. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU
Tình hình nghiên cứu và ứng dụng củ a quá trình rhizodegradation:
- Quá trình rhizodegradation ban đầu được nghiên cứu rộng rãi trong mố i tương
quan vớ i quá trình phân hủ y sinh học biodegration của thuố c trừ sâu trong đất nông
nghiệp.
- Nhiều nghiên cứu thí nghiệm, nghiên cứu trong nhà kính và mộ t số nghiên cứu
thực đ ịa đ ã đ ược tiến hành, có thể kể một nghiên cứu thực địa tiến hành ở McCormick
& Baxter Superfund Site.
- Các điểm nóng có nồng độ chất ô nhiễm cao hơn có thể được đào lên và xử lý vớ i
công nghệ khác hay san lấp đi. Quá trình rhizodegradation có thể ứng dụng như bước
làm sạch hay bước cuố i cùng sau khi quá trình xử lý tích cực đất bằng thực vật kết
thúc.
- Một phân nhóm TPH/PAH đ ược hình thành như là một phần củ a RTDF
Phytoremediation of Organics Action Team để khảo sát quá trình rhizodegradation.
Diễn đàn Petroleum Environmental Research cũng đang khảo sát quá trình
rhizodegradation về phân hủ y bằng thực vật các hydrocacbon dầu mỏ.
12. CHI PHÍ HỆ THỐNG
Thông tin chi phí của quá trình rhizodegradation thì vẫn chưa đ ầy đ ủ đ ến thời điểm
- này.
13. TÀI LIỆU THAM KHẢO THÊM
Anderson, T. A., and J. R. Coats (eds.). 1994. Bioremediation Through
Rhizosphere Technology, ACS Symposium Series,Volume 563. American Chemical
Society, Washington, DC.249 pp.
Đây là tập hợp 17 bài báo nghiên cứu về rhizodegradation: giới thiệu những khái
niệm liên quan đến rhizodegradation, thảo luận sự tương tác giữa vi sinh vậ t, thực vậ t,
hóa học và cung cấp những ví dụ về quá trình rhizodegradation các hóa chấ t công
nghiệp và thuố c trừ sâu
Anderson, T. A., E. A. Guthrie, and B. T. Walton. 1993.Bioremediation in the
Rhizosphere. Environ. Sci. Technol.27:2630-2636.
Tài liệu này nhận xét những tổng kết nghiên cứu tiến hành trên các chấ t ô nhiễm
(thuốc trừ sâu, dung môi được khử bằng clo, các sản phẩ m từ dầu mỏ , các chát hoạ t
động bề mặt)
Anderson, T. A., and B. T. Walton. 1995. Comparative Fate of
[14c]trichloroethylene in the Root Zone of Plants from a Former Solvent Disposal Site.
Environ. Toxicol. Chem.14:2041-2047.
Trình bày các buồng trong mộ t phòng môi trường đã sử dụng nhiều loại cây và
với TCE được đánh dấu đồng vị phóng xạ. Tốc độ khoáng hóa ở đất có th ực vật lớn
hơn đấ t trống
Aprill, W., and R. C. Sims. 1990. Evaluation of the Use of Prairie Grasses for
Stimulating Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Treatment in Soil. Chemosphere.
20:253-265.
Tám loạ i cỏ đồng được khảo sát, sử dụng các buồng cấu trúc từ ống nh ựa PVC
đường kính 25cm. Đất pha PAH ở mức 10 mg PAH/kg đất được thêm vào các buồng
trước khi gieo hạ t. Các mẫu đất, dung dịch lọ c, và mô th ực vật được thu trong suố t
- nghiên cứu. Sự biến mất của PAH nhiều hơn ở các buồng có trồng cây
Ferro, A. M., R. C. Sims, and B. Bugbee. 1994a. Hycrest Crested Wheatgrass
Accelerates the Degradation of Pentachlorophenol in Soil. J. Environ. Qual.
23:272-279.
Mộ t nghiên cứu trong buồng sinh trưởng sử dụng Pentachlorophenol đánh dấu
đồng vị phóng xạ đã chỉ ra rằng sự khoáng hóa xảy ra nhiều hơn ở các h ệ thống
trồng cây hơn là các hệ không trồng cây.
Fletcher, J. S., and R. S. Hegde. 1995. Release of Phenols by Perennial Plant Roots
and their Potential Importance in Bioremediation. Chemosp here. 31:3009-3016.
Các nghiên cứu nhà kính ch ỉ rõ bằng chứng hóa họ c và vi sinh vậ t cho sự xả y ra
quá trình rhizodegradation. Tiềm năng của phân hủy sinh học trong vùng rễ được xác
định d ựa trên các loài thực vật đặ c biệt và dịch rễ cây.
Schnoor, J. L., L. A. Licht, S. C. McCutcheon, N. L. Wolfe, and L. H. Carreira.
1995a. Phytoremediation of Organic and Nutrient Contaminants. Environ. Sci.
Technol. 29:318A-323A.
Tài liệu này giới thiệu những định nghĩa quan trọng về rhizodegradation and
phytodegradation, bao gồm cả vai trò của các enzym thực vật, tổng kết các nghiên
cứu thí nghiệm và th ực đ ịa về TNT, thuốc trừ sâu, chấ t dinh dưỡng gây ô nhiễm.Thảo
luận ứng dụng và hạn ch ế của phytoremediation và lập bảng các ứng dụng thự c địa
của phytoremediation
Schwab, A. P. 1998. Phytoremediation of Soils Contaminated with PAHs and
Other Petroleum Compounds. Presented at: Beneficial Effects of Vegetation in
Contaminated Soils Workshop, Kansas State University, Manhattan, KS, January 7-9,
1998. Sponsored by Great Plains/Rocky Mountain Hazardous Substance Research
Center.
Bài thuyết trình này tổng kết những phương pháp và kết quả các plot kiểm tra thực
- địa ở các vùng đ ịa lý và khí hậu khác nhau. Sự phân hủ y của TPH trong các plot
trồng cây nhiều hơn các plot không trồng cây và có sự khác nhau trong sự sinh
trưởng và hiệu quả ở các loài thực vật.
14. ĐẶC ĐIỂM NỔI TRỘI CỦA CƠ CHẾ. HƯỚNG TIẾP TỤC NGHIÊN
CỨU VÀ PHÁT TRIỂN
Qua quá trình tìm hiểu, nhóm nghiên cứu chúng tôi đ ã tìm ra một số đặc điểm ưu
thế nổi trội ở cơ chế xử lý Rhizodegradation như:
- Xử lý tại chỗ chất ô nhiễm,
- Không có sự hấp thụ và vận chuyển chất ô nhiễm vào cây nên không có sự phát
tán chất ô nhiễm trở lại môi trường thôi qua quá trình thoát hơi nước củ a thực vật, hay
sự rụng lá…
- Không cần lo ại bỏ đ ịnh k ỳ sinh khố i thực vật sinh trưởng thêm có chứa chất ô
nhiễm như các cơ chế khác…
Những ưu thế về cơ chế cùng với những thuận lợ i trong ứng dụng như: chi phí,
duy trì và giám sát hệ thống kèm theo t ạo ra triển vọ ng đáng kể cho công nghệ
Rhizodegradation. Đặc biệt, công nghệ này có đ ặc điểm khác biệt là có khả năng xử
lý các chất ô nhiễm hữu cơ phức tạp, khó phân hủ y trong t ự nhiên hay theo các cơ chế
khác, khả năng gây hại to lớ n và lâu dài cho sức khỏ e con người. Do đó, việc nghiên
cứu sâu thêm nữ a, khắc phụ c những hạn chế và ứng dụ ng thành công cộng nghệ này
trong thực tế có ý nghĩa vô cùng to lớn và là mụ c tiêu, nhiệm vụ cho các nhà khoa học
Việt Nam và trên thế giới.
Quá trình nghiên cứu và ứng dụng công nghệ này trên thế g iới đã tiến hành cả về
lý thuyết, thực nghiệm trong nhà kính và cả t rong các mô hình thực địa t ại nhiều đ ịa
điểm trên thế giới với những điều kiện khí hậu, đ ất đai khác nhau đem lại hiệu quả xử
lý tốt ở nhiều đố i tượng thực vật. Những loài thực vật này bước đầu cũng đã đ ược
nghiên cứu về sinh trưởng, phát triển trong một số lĩnh vực khác ở Việt Nam tạo cơ sở
- khoa họ c cho các bước nghiên cứu tiếp theo. Đồ ng thời hiệu quả to lớn từ việc nghiên
cứu và ứng dụng rộng rãi các công nghệ xử lý bằng thực vật khác (như
phytoextraction …) cũng thôi thúc các nhà khoa họ c nghiên cứu thêm về công nghệ
có nhiều đặc điểm nổ i trộ i nhưng vẫn chưa được quan tâm nghiên cứu, phát triển
nhiều ở Việt Nam.
Theo nhóm nghiên cứu, hướng tiếp tục nghiên cứu có thể phát triển dựa trên các
kết quả nghiên cứu trên thế giới trên các loài gần g ũi với các thực vật xử lý theo công
nghệ này nhưng không có khả năng sinh trưởng ở Việt Nam; Nghiên cứu đánh giá cụ
thể tác độ ng của dịch rễ đối vớ i sự sinh trưởng của các loài vi sinh vật có hại khác
cũng có mặt trong vùng rễ, ảnh hưởng của chúng đố i với hiệu quả củ a cơ chế; Hiệu
quả kết hợp hệ thống xử lý nhiều cơ chế cùng tham gia.
15. Mộ t số ứng dụng và nghiên cứu bổ sung có liên quan
- Mố i quan hệ như chất đồng gây ô nhiễm của Perchlorate trong việc xử lý
N-Nitrosodimethylamine (NDMA) trong nước bằng Phreatophytes[1]
Việc hấp thụ và phân hủ y củ a các chất gây ô nhiễm nổ i bật như
N-nitrosodimethylamine (NDMA) và perchlorate trong phreatophytes được nghiên
cứu trong một hệ thống thủ y canh dưới điều kiện nhà kính. NDMA là chất có khả
năng gây ung thư rất lớn, và perchlorate phá vỡ chức năng tuyến nộ i tiết của con
người. Tố c độ lo ại bỏ NDMA từ sự ô nhiễm bằng việc cắt bỏ rễ cây liễu đen (Salix
nigra) và cây dương lai (Populus deltoides × nigra, DN34) thay đổ i theo từng thời k ỳ,
loại bỏ nhanh hơn vào những tháng mùa hè khi mà tốc độ thoát hơi nước cao nhất.
Một sự tương quan tuyến tính giữa lượng nước bốc hơi và khố i lượng NDMA từ vùng
rễ đ ã được tiến hành theo dõi, đặc biệt là ở mức độ tập trung NDMA cao.
Ở các lò phản ứ ng có cả NDMA (0.7−1.0 mg L-1) và perchlorate (27 mg L-1),
không có sự cạnh tranh về hấp thụ giữa NDMA và perchlorate đã đ ược theo dõi.
Trong khi NDMA cơ bản được loại bỏ khỏ i sự ô nhiễm bằng sự hấp thụ bằng thực vật
- thì perchlorate đ ược loại bỏ đa số bằng cơ chế rhizodegradation. Nếu có sự có mặt của
NDMA, tốc độ chậm hơn của quá trình phân hủ y theo cơ chế rhizodegradation của
perchlorate được theo dõi, nhưng vẫn nhanh hơn đáng kể so vớ i tố c độ hấp thụ
NDMA.
Nhiều thí nghiệm được tiến hành với NDMA được đánh dấu đồng vị phóng xạ,
46.4 ± 1.1% của tổ ng lượng 14C- dạng hoạt động được khôi phục trong mô thực vật
và 47.5% bị p hytovolatilized. 46.4 ± 1.1% khôi phục trong cây được đóng góp 18.8 ±
1.4% ở lá, 15.9 ± 5.9% trong thân, 7.6 ± 3.2% trong cành, and 3.5 ± 3.3% trong rễ.
Khả năng chiết hút thấp của NDMA vớ i nước có methanol (1:1 v/v) từ các mô thân
và lá cho thấy rằng phần nhiều NDMA đ ã được đồng hóa. Hệ số tập trung thành dòng
thoát hơi nước tính trước (TSCF) 0.28 ± 0.06 cho rằng NDMA được hấp thu bị đ ộng
bằng phreatophytes, chủ yếu là bằng phytovolatilized.
- Sử dụng cao (phần chiết) phân gà đ ể kích thích sinh họ c và tăng cường sự phân
hủy theo cơ chế Rhizodegradation của Perchlorate trong môi trường đất và nước[2]
Ảnh hưởng của chất kích thích sinh học sử dụ ng các bon hữu cơ dễ tan (DOC) lên
cơ chế phân hủ y rhizodegradation của perchlorate và sự hấp thụ thực vật được nghiên
cứu trong điều kiện nhà kính sử dụ ng các lò phản ứng sinh học thủy canh và đ ất . Một
nhóm các bình phản ứng sinh học được trồng với cây liễu (Salix babylonica ), các cây
được châm với 300 mg L-1 DOC dưới dạng phần chiết phân gà, trong khi nhóm thứ
hai thì không được xử lý với DOC. Một thí nghiệm tương t ự không phải với cây liễu
được tiến hành trong các bình phản ứ ng sinh học.
Các bình phản ứng chứa đất có trồng cây có bổ sung thêm DOC làm giảm lượng
perchlorate từ 65.85 xuống 2.67 mg L-1 trong 21 ngày đ ối với đất mùn (loại bỏ
95.95% ) và từ 68.99 xuố ng 0.06 mg L- 1 vớ i đ ất cát pha (loại bỏ 99.91% ) trong vòng
11 ngày. Các bình phản ứng chứa đất không có DOC loại bỏ hoàn toàn perchlorate
trong 6 ngày (đất mùn) và 8 ngày (đất cát pha) . Cả 2 lo ại bình phản ứ ng chứa đ ất
- trồng cây và không trồng cây không có DOC loại bỏ > 95% perchlorate trong vòng 8
ngày. Bình phản ứng trồng cây có chích thêm perchlorate làm giảm perchlorate đến
nồ ng độ khó phát hiện được trong 6 ngày. Thí nghiệm với dung dịch thủ y canh bổ
sung thêm DOC làm giảm p erchlorate từ khoảng 100 mg L- 1 đến nồ ng độ khó phát
hiện trong vòng 7 – 9 ngày. Các bình phản ứng dung dịch thủ y canh không có DOC
có tố c độ loại bỏ perchlorate thấp , đ ạt khoảng 30% trong 42 ngày. Mẫu lá lấy từ các
bình phản ứng đấ cát pha không có DOC tích tụ perchlorate cao hơn 4 lần so vớ i
những cây được xử lý DOC. Những kết quả tương tự đ ạt được vớ i các bình phản ứng
sinh họ c không trồng cây. Sự tồn tại dai dẳng củ a perchlorate ô nhiễm trong các bình
phản ứng thủ y canh có trồng cây không có DOC cho thấy DOC tự nhiên từ các dịch rỉ
thực vật không đủ đ ể kích thích các vi khu ẩn phân hủ y perchlorate. Các nghiên cứu
với bình phản ứ ng dung d ịch thủy canh cung cấp nhữ ng bằng chứ ng cho thấy DOC là
yếu tố giới hạn cho sự phân hủ y perchlorate theo cơ chế rhizodegradation.
- Sự phân hủy theo cơ ch ế Rhizodegradation của Sulfamethazine và Tetracycline
và các tác động hỗ trợ trong hoạt động vi sinh vật trong đấ t [3]
Việc sử dụ ng sulfamethazine (SLF) và tetracycline (TC), các dược phẩm thú y để
duy trì sức khỏe động vật ở nơi nuôi lợ n, gia cầm ho ặc gia súc tập trung gây ra các
hiệu ứng quan trọng củ a cảnh quan trong quá trình chăn thả hoặc các hoạt động thải
bỏ phân. Uố ng nguồn nước bị ô nhiễm bởi các lo ại thuốc kháng sinh thú y đã tăng
mố i quan tâm sức khỏ e chung ở Mỹ. Nghiên cứu gần đây đã chứng minh những lợi
ích của việc sử dụ ng nhiều loài thực vật đệm đ ể giảm sự d i chuyển các lo ại thuốc
kháng sinh thú y. Tuy nhiên, sự phân giải củ a các loại thuốc kháng sinh trong bộ đ ệm
thực vật và tác động củ a chúng trên các hoạt động vi sinh vật vùng rễ chưa được
chứng minh t ốt.
Một nghiên cứu buồng tăng trưởng đã đ ược tiến hành để đ iều tra việc
rhizodegradation củ a 3H-sulfamethazine và 3H-tetracyclin và mố i quan hệ với các
- ho ạt độ ng của sự suy thoái đất enzym trong vùng rễ củ a năm loài thực vật được chọn.
Các loài thực vật gồm có: 1) cỏ , 2) đông gammagrass, 3) orchardgrass, và 4) lai
dương. Tất cả các phương pháp xử lý thực vật được trồng trong chậu chứa loam bùn
Mexico. Chậu chứa đ ất mà không có các thực vật đ ã được sử dụng để đối chứng. Cây
được trồng để trưởng thành (~ 3 tháng), và đất vùng rễ đ ược thu thập. SLF hoặc TC
được đánh dấu phóng xạ đ ược thêm vào đất vùng rễ và ủ trong bóng tối cho năm tuần.
Trong số các loài thực vật, giống lai dương cho thấy khả năng cao nhất cho việc
thúc đẩy sự phân giải của SLF trong vùng rễ này.Tốc độ phân hủ y SLF ở vùng rễ cây
dương có sự liên kết với các ho ạt độ ng enzym cao hơn phương pháp xử lý khác.Khi
so sánh ho ạt độ ng enzym trong đ ất giữa các phương pháp xử lý kháng sinh, hoạt động
củ a enzym Fluorescein diacetate hydrolytic và glucosaminidase thấp hơn đáng kể
trong đ ất được xử lý TC so với trong đất được xử lý SLF. Hoạt động củ a
Beta-glucosidase tương t ự giữa hai lo ại xử lý kháng sinh trên. Các dương lai cho thấy
tiềm năng rhizodegradation cao có thể được tích hợp vào các thiết kế bộ đ ệm đ ể giảm
thiểu các tác độ ng của hai loại thuốc kháng sinh trong môi trường
- Vi sinh vật có vai trò trụ cột trong xử lý sinh học ở vùng đất ngập nư ớc [4]
Mặc dù thực vật đóng vai trò quan trọng trong qúa trình lo ại bỏ sinh học, nhưng
vẫn thấp hơn so với các loài vi sinh vật. Sự lo ại bỏ Atrazine bằng phragmites australis
yêu cầu 40 ngày khi mà lo ại bỏ vi sinh vật hay không có mặt chúng trong vùng rễ
(McKinlay and Kasperek, 1999). Thời gian cho việc lo ại bỏ atrazine cũng giảm t ừ 40
ngày xuống 7 ngày sau khi ử thành cônglà nhờ sự có mặt của các vi sinh vật trong hệ
thố ng rễ. Sự chiết hút kim loại bằng thực vật thì hầu như cũng đ ược thức đâye nhờ
các vi sinh vật vùng rễ nhờ vào các sản phảm trao đổ i chất khác nhau như
siderophores, axit hữu cơ và biosurfactants làm tăng cường lượng kim loại loại bỏ ở
thực vật và các loài thực vật lớn cũng được quan tâm như Vallisneria americana và
cộ ng đồ ng các vi sinh vật dị dưỡng cộ ng sinh ở vùng rễ (Kurtz et al., 2003).
- Tài liệu tham khảo:
1.http://pubs.acs.org/doi/full/10.1021/es060449d?cookieSet=1
2.http://www.informaworld.com/smpp/content~content=a779480618~db=all~orde
r=page
3.http://www.ars.usda.gov/research/publications/Publications.htm?seq_no_115=23
9198
4.Mitigation of agricultural nonpoint -source pesticide pollution in artificial
wetland ecosystems, Caroline Gregoire, David Elsaesser, David Huguenot , Jens
Lange, Thierry Lebeau, Annalisa Merli, Robert Mose, Elodie Passeport, Sylvain
Payraudeau,Tobias Schuetz, Ralf Schulz, Gabriela Tapia-Padilla, Julien, Tournebize,
Marco Trevisan, Adrien Wanko
Bài làm củ a nhóm có chỉnh sửa và bổ sung thêm ứng dụng mụ c 15
nguon tai.lieu . vn
