Rhizodegradation

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 đất thông qua quá trình hoạt động của vi sinh vật. Ở những vùng rễ của 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 những 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 những hợp chất hữu cơ này sẽ trở thành 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 ngừng mở rộng làm thay đổi tính chất của 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 dụng khéo léo mối quan hệ cộng sinh của vi sinh vật trong đất với cây. Chính vì lẽ đó, mà biện pháp này chủ yếu sử dụng để xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ như PCB, thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ,... Quá trình phân hủy các chất hữu cơ theo cơ chế Rhizodegradation 2. XỬ LÝ MÔI TRƯỜNG Rhizodegradation đã được sử dụng cho đất, 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 hủy tại chỗ các chất ô nhiễm - Sự di chuyển của hợp chất vào cây hay vào không khí theo các công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật khác có thể ít hơn so với công nghệ này vì quá trình phân hủy xảy ra ngay tại nguồn gây ô nhiễm - Có thể xảy ra quá trình khoáng hóa của 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 khoảng thời gian dài cho sự phát triển rộng vùng rễ - Cấu trúc và độ ẩm của đất có thể giới hạn chiều dài rễ - Vùng rễ có thể làm tăng tốc độ phân hủy ban đầu nhưng phạm vi và mức độ phân hủy cuối cùng có thể là giống nhau trong cả hai trường hợp đất thuộc vùng rễ và đất 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 phân giải bằng thực vật (phytoremediation) có thể làm phức tạp việc giải thích sự phân giải của rễ (rhizodegradation). VD: nếu cây trồng hấp thụ, phân giải bằng thực vật (phytoremediation) hoặc phân giải nhờ bay hơi (phytovolatilization) có thể xảy ra ngoài sự phân giải của rễ (rhizodegradation) - Cần bón bổ sung phân cho cây do sự cạnh tranh chất dinh dưỡng của vi sinh vật - Dịch tiết của rễ cũng kích thích sự phát triển của các vi khuẩn không phân hủy chất ô nhiễm, làm tổn hại các vi khuẩn phân hủy chất ô nhiễm - Vi sinh vật có thể sử dụng 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 vụn từ loài thực vật đất ngập nước mặn Spartina alterniflora làm giảm lượng dầu phân hủy sinh học. Đó cũng có thể là do sự cạnh tranh về lượng oxy có hạn hay chất dinh dưỡng vi sinh vật phân hủy dầu bản địa và vi sinh vật phân hủy các chất hữu cơ thực vật. 5. NỒNG ĐỘ VÀ CÁC LOẠI CHẤT CÓ THỂ PHÂN HỦY Những chất ô nhiễm bị phân hủy 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 xuống dưới mức bình ổn nhận thấy ở phương pháp xử lý sinh học bình thường Hàm lượng hydrocacbon dầu mỏ cao ban đầu (2000 – 40000mg/kg TPH) được nghiên cứu ở vài địa điểm thực tế. Sự sinh trưởng khác nhau ở các loài thực vật khác nhau, nhưng sự có mặt của một số loài đã dẫn đến sự biến mất đáng kể TPH so với những loài khác hay trong đất không trồng thực vật * PAHs (polycyclic aromatic hydrocacbons) - Chrysene, benzo(a)anthracene, benzo(a)pyrene, và dibenzo(a,h)anthracene giảm đi nhiều trong đất có trồng thực vật so với đất không trồng (Aprill and Sims 1990). - Anthracene và pyrene giảm đi nhiều trong đất có trồng thực vật so với đất 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 mức 150 mg/kg được thí nghiệm với cỏ lúa mì mào gà(Ferro et al. 1994b). - Anthracene và pyrene ở mức 100 mg/kg được thí nghiệm với các loại cỏ và một 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 đến 16,700 mg/kg (ở đất cũng bị ô nhiễm PCP) ngăn chặn mạnh mẽ sự nảy mầm và phát triển của các loại 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 hủy benzene, toluene, và o-xylene so với vùng không có rễ cây. Các dịch rễ cây có chứa các đại phân tử hữu cơ có khả năng phân hủy dễ dàng (Jordahl et al. 1997). * Thuốc trừ sâu - Thuốc diệt cỏ atrazine, metolachlor, và trifluralin: Đất vùng rễ có sự gia tăng tốc độ phân hủy so với vùng đất không rễ. Các thí nghiệm đã được tiến hành trong sự vẵng mặt của các loài cây để làm giảm ảnh hưởng của sự hấp thụ của rễ (Anderson et al. 1994). - Thuốc diệt con trùng Parathion and diazinon organophosphate: tốc độ khoáng hóa của các hợp chất đã đánh dấu phóng xạ cao hơn ở đất thuộc vùng rễ so với đất không thuộc vùng rễ cây. Sự khoáng hóa Diazinon trong đất 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 đất chứa quyển rế. Người ta cho rằng yếu tố phân hủy propanil tốt nhất sẽ có lợi khi do gần rễ và các dịch rễ (Hoagland et al. 1994). - Thuốc diệt cỏ 2,4-D: vi sinh vật có khả năng phân hủy 2,4-D xuất hiện liên quan đến nâng cao về lượng trong quyển rễ của mía đường, so với vùng đất không có rễ (Sandmann and Loos 1984). Hằng số tốc độ phân hủy bằng thực vật của 2,4-D cao hơn ở các vùng đất thuộc quyển rễ (Boyle and Shann 1995). - Thuốc diệt cỏ 2,4,5-T: Hằng số tốc độ phân hủy bằng thực vật của 2,4,5-T cao hơn ở các vùng đất thuộc quyển rễ (Boyle and Shann 1995). - Tăng sự phân hủy của 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 diazinon ở mức 5 g/g khoáng hóa mạnh hơn trong đất có rễ (Hsu and Bartha 1979). - Đất có quyển rễ có chứa 3 g/g propanil đã tăng số lượng vi khuẩn Gram âm do đó nhanh chóng biến đổi (Hoagland et al. 1994). * Dung môi clo hóa - Sự khoáng hóa mạnh hơn TCE của đất có trồng cây (Anderson and Walton 1995). - sự phân hủy TCE và TCA có thể tăng thêm nhờ các rễ thực vật tăng cường sự phân hủy của vùng quyển rễ (Narayanan et al. 1995). - TCE ở mức 100 và 200 g/L trong nước ngầm đã được xử lý trong một hệ thống đất - nước ngầm (Narayanan et al. 1995). - TCA ở mức 50 và 100 g/L trong nước ngầm đã được xử lý trong một hệ thống đất - nước ngầm (Narayanan et al. 1995). * PCP (pentachlorophenol) - PCP bị khoáng hóa tốc độ lớn hơn ở hệ thống có trồng thực vật so với hệ không trồng thực vật (Ferro et al. 1994b). -Đất có chứa 100 mg PCP/kg đất đã được xử lý trong một thí nghiệm với hycrest crested wheatgrass (Ferro et al. 1994b). - hạt cây cỏ kê (Panicum miliaceum L.) xử lý với một laoì vi khuẩn phân hủy PCP đã nảy mầm và phát triển tốt trong đất chứa 175 mg/L PCP, so với các hạt không xử lý (Pfender 1996). - PCP ở mức 400 đến 4100 mg/kg (đất có bị ô nhiễm PAHs) ngăn chăn mạnh mẽ sự nảy mầm và phát triển của 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 của vi khuẩn phân huỷ PCB (Donnelly et al. 1994; Gilbert and Crowley 1997). * Surfactants - Linear alkylbenzene sulfonate (LAS) and linear alcohol ethoxylate (LAE) có tốc 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 tốc 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 rộng khoảng 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 bởi vùng rễ). Tuy nhiên, theo thời gian rễ mới sẽ lan ra vùng đất khác, và rễ khác sẽ phân hủy, kết quả là dịch rỉ bổ sung thêm vào vùng rễ. Như vậy, phạm vi của rhizodegradation sẽ tăng với thời gian và với sự tăng 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 hủy, chúng có thể đi sâu thêm vào đất. Nước ngầm bị ô nhiễm có thể được cải thiện nếu nó nằm trong phạm vi ảnh hưởng của rễ. 7. NHỮNG LOÀI THỰC VẬT CÓ THỂ ÁP DỤNG Những cây sản xuất dịch rễ đã kích thích sự tăng trưởng của vi sinh vật phân hủy hoặc kích thích sự đồng 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 của những dịch rỉ và những enzym sản xuất từ rễ thay đổi giữa các loài và thậm chí bên trong các loài phụ hay các thứ trong cùng một loài. Sau đây là những ví dụ thực vật có khả năng rhizodegradation: * Hồng 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 đối cao các hợp chất phenolic, ở nồng độ có khả năng kích thích tăng trưởng của vi khuẩn phân hủy PCB * Bạc hà lục (Mentha spicata) trong dịch chiết chứa một hợp chất gây ra sự đồng đồng hóa của một loại PCB * Cỏ linh lăng (Medicago sativa) dường như đã góp phần làm tan TCE và TCA thông qua những dịch rỉ trên vi khuẩn đất. * 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 điểm thực 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 đất không trồng cây. * Tại một địa điểm thực địa, mặc dù cỏ ba lá trắng đã không sống sót qua mùa đông thứ hai, nồng độ của TPH đã giảm nhiều hơn so với trồng cây cỏ đuôi trâu cao hay cỏ gà, lúa mạch đen hàng năm, hay không trồng cây. * Sự phân giải PAH diễn ra thông qua sử dụng 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 đuôi 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 được sử dụng để nghiên cứu sự phân giải PAH (Reilley et al. 1996). * Hycrest crested wheatgrass đã làm tăng tốc độ khoáng hóa của PCP and pyrene liên quan đến sự điều khiển phi thực vật. (Ferro et al. 1994a, 1994b). * Trong đất nhiễm PAH-và PCP, một tập hợp các loại cỏ đuôi gà : tall fescue (Festuca arundinacea), red fescue (Festuca rubra) có tốc độ nảy mầm và sinh khối cao hơn so với một tập hợp gồm 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 bụi có tốc độ khoáng hóa parathion và diazion cao hơn so với đất 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 với các vùng đất không có rễ cây. * Vi sinh vật ở rễ cây cỏ nến (Typha latifolia) làm tăng tốc độ khoáng hóa của 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 của vi khuẩn dị dưỡng, những vi khuẩn loại nitơ, pseudomonads phân hủy 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 của 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 địa quá trình rhizodegradation đã 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 của quá trình rhizodegradation: - Quá trình rhizodegradation ban đầu được nghiên cứu rộng rãi trong mối tương quan với quá trình phân hủy sinh học biodegration của thuốc trừ sâu trong đất nông nghiệp. - Nhiều nghiên cứu thí nghiệm, nghiên cứu trong nhà kính và một số nghiên cứu thực địa đã được 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 với công nghệ khác hay san lấp đi. Quá trình rhizodegradation có thể ứng dụng như bước làm sạch hay bước cuối cùng sau khi quá trình xử lý tích cực đất bằng thực vật kết thúc. - Một phân nhóm TPH/PAH được hình thành như là một phần của 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 hủy bằng thực vật các hydrocacbon dầu mỏ. 12. CHI PHÍ HỆ THỐNG Thông tin chi phí của quá trình rhizodegradation thì vẫn chưa đầy đủ đến 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 vật, thực vật, hóa học và cung cấp những ví dụ về quá trình rhizodegradation các hóa chất công nghiệp và thuốc 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 chất ô nhiễm (thuốc trừ sâu, dung môi được khử bằng clo, các sản phẩm từ dầu mỏ, các chát hoạt 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 một 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 thực vật lớn hơn đất 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 loại cỏ đồng được khảo sát, sử dụng các buồng cấu trúc từ ống nhựa PVC đường kính 25cm. Đất pha PAH ở mức 10 mg PAH/kg đất được thêm vào các buồng trước khi gieo hạt. Các mẫu đất, dung dịch lọc, và mô thực vật được thu trong suốt 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. Một 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 hệ 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. Chemosphere. 31:3009-3016. Các nghiên cứu nhà kính chỉ rõ bằng chứng hóa học và vi sinh vật cho sự xảy ra quá trình rhizodegradation. Tiềm năng của phân hủy sinh học trong vùng rễ được xác định dựa trên các loài thực vật đặc 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 thực địa về TNT, thuốc trừ sâu, chất dinh dưỡng gây ô nhiễm.Thảo luận ứng dụng và hạn chế của phytoremediation và lập bảng các ứng dụng thực 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 địa lý và khí hậu khác nhau. Sự phân hủy 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 đã 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 của thực vật, hay sự rụng lá… - Không cần loại bỏ định kỳ sinh khối 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 lợi trong ứng dụng như: chi phí, duy trì và giám sát hệ thống kèm theo tạo ra triển vọng đáng kể cho công nghệ Rhizodegradation. Đặc biệt, công nghệ này có đặc điểm khác biệt là có khả năng xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ phức tạp, khó phân hủy trong tự nhiên hay theo các cơ chế khác, khả năng gây hại to lớn và lâu dài cho sức khỏe con người. Do đó, việc nghiên cứu sâu thêm nữa, khắc phục những hạn chế và ứng dụng thành công cộng nghệ này trong thực tế có ý nghĩa vô cùng to lớn và là mục 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 giới đã tiến hành cả về lý thuyết, thực nghiệm trong nhà kính và cả trong các mô hình thực địa tại nhiều địa điểm trên thế giới với những điều kiện khí hậu, đất đai khác nhau đem lại hiệu quả xử lý tốt ở nhiều đối tượng thực vật. Những loài thực vật này bước đầu cũng đã được nghiên cứu về sinh trưởng, phát triển trong một số lĩnh vực khác ở Việt Nam tạo cơ sở khoa học cho các bước nghiên cứu tiếp theo. Đồng 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 học nghiên cứu thêm về công nghệ có nhiều đặc điểm nổi trội 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 gũi 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 động của dịch rễ đối với sự sinh trưởng của các loài vi sinh vật có hại khác cũng có mặt trong vùng rễ, ảnh hưởng của chúng đối với hiệu quả của cơ chế; Hiệu quả kết hợp hệ thống xử lý nhiều cơ chế cùng tham gia. 15. Một số ứng dụng và nghiên cứu bổ sung có liên quan - Mối 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 hủy của các chất gây ô nhiễm nổi bật như N-nitrosodimethylamine (NDMA) và perchlorate trong phreatophytes được nghiên cứu trong một hệ thống thủy canh dưới điều kiện nhà kính. NDMA là chất có khả năng gây ung thư rất lớn, và perchlorate phá vỡ chức năng tuyến nội tiết của con người. Tốc độ loại 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 đổi theo từng thời kỳ, 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 khối lượng NDMA từ vùng rễ đã được tiến hành theo dõi, đặc biệt là ở mức độ tập trung NDMA cao. Ở các lò phản ứng 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 được theo dõi. Trong khi NDMA cơ bản được loại bỏ khỏi sự ô nhiễm bằng sự hấp thụ bằng thực vật thì perchlorate được loại bỏ đa số bằng cơ chế rhizodegradation. Nếu có sự có mặt của NDMA, tốc độ chậm hơn của quá trình phân hủy theo cơ chế rhizodegradation của perchlorate được theo dõi, nhưng vẫn nhanh hơn đáng kể so với tốc độ hấp thụ NDMA. Nhiều thí nghiệm được tiến hành với NDMA được đánh dấu đồng vị phóng xạ, 46.4 ± 1.1% của tổng lượng 14C- dạng hoạt động được khôi phục trong mô thực vật và 47.5% bị phytovolatilized. 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 với nước có methanol (1:1 v/v) từ các mô thân và lá cho thấy rằng phần nhiều NDMA đã 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 động bằng phreatophytes, chủ yếu là bằng phytovolatilized. - Sử dụng cao (phần chiết) phân gà để kích thích sinh học 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 dụng các bon hữu cơ dễ tan (DOC) lên cơ chế phân hủy rhizodegradation của perchlorate và sự hấp thụ thực vật được nghiên cứu trong điều kiện nhà kính sử dụng các lò phản ứng sinh học thủy canh và đất. 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 tự không phải với cây liễu được tiến hành trong các bình phản ứng 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 đối với đất mùn (loại bỏ 95.95% ) và từ 68.99 xuống 0.06 mg L- 1 với đất 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 loại bình phản ứng chứa đất 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 nồng độ khó phát hiện được trong 6 ngày. Thí nghiệm với dung dịch thủy canh bổ sung thêm DOC làm giảm perchlorate từ khoảng 100 mg L- 1 đến nồng độ khó phát hiện trong vòng 7 – 9 ngày. Các bình phản ứng dung dịch thủy canh không có DOC có tốc độ loại bỏ perchlorate thấp , đạt 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 với những cây được xử lý DOC. Những kết quả tương tự đạt được với các bình phản ứng sinh học không trồng cây. Sự tồn tại dai dẳng của perchlorate ô nhiễm trong các bình phản ứng thủy canh có trồng cây không có DOC cho thấy DOC tự nhiên từ các dịch rỉ thực vật không đủ để kích thích các vi khuẩn phân hủy perchlorate. Các nghiên cứu với bình phản ứng dung dịch thủy canh cung cấp những bằng chứng cho thấy DOC là yếu tố giới hạn cho sự phân hủy perchlorate theo cơ chế rhizodegradation. - Sự phân hủy theo cơ chế Rhizodegradation của Sulfamethazine và Tetracycline và các tác động hỗ trợ trong hoạt động vi sinh vật trong đất [3] Việc sử dụng sulfamethazine (SLF) và tetracycline (TC), các dược phẩm thú y để duy trì sức khỏe động vật ở nơi nuôi lợn, gia cầm hoặc gia súc tập trung gây ra các hiệu ứng quan trọng của cảnh quan trong quá trình chăn thả hoặc các hoạt động thải bỏ phân. Uống nguồn nước bị ô nhiễm bởi các loại thuốc kháng sinh thú y đã tăng mối quan tâm sức khỏe chung ở Mỹ. Nghiên cứu gần đây đã chứng minh những lợi ích của việc sử dụng nhiều loài thực vật đệm để giảm sự di chuyển các loại thuốc kháng sinh thú y. Tuy nhiên, sự phân giải của các loại thuốc kháng sinh trong bộ đệm thực vật và tác động của chúng trên các hoạt động vi sinh vật vùng rễ chưa được chứng minh tốt. Một nghiên cứu buồng tăng trưởng đã được tiến hành để điều tra việc rhizodegradation của 3H-sulfamethazine và 3H-tetracyclin và mối quan hệ với các hoạt động của sự suy thoái đất enzym trong vùng rễ của 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 đất mà không có các thực vật đã được sử dụng để đối chứng. Cây được trồng để trưởng thành (~ 3 tháng), và đất vùng rễ được thu thập. SLF hoặc TC được đánh dấu phóng xạ được 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 hủy SLF ở vùng rễ cây dương có sự liên kết với các hoạt động enzym cao hơn phương pháp xử lý khác.Khi so sánh hoạt động enzym trong đất giữa các phương pháp xử lý kháng sinh, hoạt động của enzym Fluorescein diacetate hydrolytic và glucosaminidase thấp hơn đáng kể trong đất được xử lý TC so với trong đất được xử lý SLF. Hoạt động của Beta-glucosidase tương tự giữa hai loại xử lý kháng sinh trên. Các dương lai cho thấy tiềm năng rhizodegradation cao có thể được tích hợp vào các thiết kế bộ đệm để giảm thiểu các tác động 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 nước [4] Mặc dù thực vật đóng vai trò quan trọng trong qúa trình loại bỏ sinh học, nhưng vẫn thấp hơn so với các loài vi sinh vật. Sự loại bỏ Atrazine bằng phragmites australis yêu cầu 40 ngày khi mà loại bỏ vi sinh vật hay không có mặt chúng trong vùng rễ (McKinlay and Kasperek, 1999). Thời gian cho việc loại bỏ atrazine cũng giảm từ 40 ngày xuống 7 ngày sau khi ử thành cônglà nhờ sự có mặt của các vi sinh vật trong hệ thống rễ. Sự chiết hút kim loại bằng thực vật thì hầu như cũng được thức đâye nhờ các vi sinh vật vùng rễ nhờ vào các sản phảm trao đổi 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 cộng đồng các vi sinh vật dị dưỡng cộng sinh ở vùng rễ (Kurtz et al., 2003). Tài liệu tham khảo: 1. 2. 3. 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 của nhóm có chỉnh sửa và bổ sung thêm ứng dụng mục 15