Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại nặng trong đất nhiễm bẩn bằng cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.)

Hội thảo khoa học Quốc gia Quản lý tài nguyên, môi trường và phát triển bền vững vùng Tây Bắc, Việt Nam NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG XỬ LÝ KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT NHIỄM BẨNBẰNG CÂY CỎ CÚ (Cyperus rotundus L.) Nguyễn Minh Kỳ1*, Trần Văn Lâm2, Nguyễn Công Mạnh1, Nguyễn Hoàng Lâm3 1Trường Đại học Nông Lâm TP. Hồ Chí Minh, 2Trung tâm Phát triển Môi trường và Con người 3Trường Đại học Bách khoa, Đại học Đà Nẵng *Email: nmky@hcmuaf.edu.vn Tóm tắt: Bài báo trình bày kết quả nghiên cứu ứng dụng cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) nhằm ổn định và xử lý một số kim loại nặng (Cd, Pb) trong đất nhiễm bẩn. Kết quả cho thấy khả năng hấp thu tốt các kim loại nặng như Cd và Pb trong môi trường đất bị ô nhiễm. Quá trình ổn định các kim loại nặng cho thấy xu hướng suy giảm theo thời gian trong 60 ngày thí nghiệm. Hiệu quả loại bỏ kim loại nặng Cd và Pb ở mức độ khá cao với lần lượt hiệu suất cao nhất tương đương 60,7 % và 71,6 % sau kết thúc thí nghiệm. Nghiên cứu cung cấp cơ sở khoa học và nền tảng đề xuất giải pháp thích hợp nhằm mục đích xử lý đất ô nhiễm và bảo vệ môi trường. Từ khóa: Cyperus rotundus L., đất nhiễm bẩn, hấp thu, kim loại nặng, xử lý. 1. ĐẶT VẤN ĐỀ Ngày nay, ô nhiễm môi trường là một trong những vấn nạn mang tính toàn cầu [1, 2]. Mặt trái của các hoạt động phát triển kinh tế - xã hội phát sinh chất thải, gây ảnh hưởng đến môi trường sinh thái và sức khỏe cộng đồng. Ô nhiễm kim loại nặng vẫn đang là một trong những vấn đề môi trường nan giải cần phải tiếp tục giải quyết [3]. Sự nhiễm bẩn kim loại nặng trong đất sẽ gây ra những tác động tiêu cực và lâu dài cho con người. Do đó, cần có giải pháp thích hợp nhằm cải thiện và bảo vệ môi trường trước khi quá muộn. Trong xu thế phát triển bền vững, việc tiếp cận nghiên cứu và khám phá theo hướng sinh thái là tất yếu. Nhìn chung, quá trình xử lý và ổn định các kim loại độc trong đất sử dụng hệ thực vật rất khả thi [4]. Công nghệ hấp thu kim loại nặng trong môi trường đất được tiến hành từ lâu ở các nước phát triển như châu Âu và Mỹ [5]. Gần đây, việc sử dụng công nghệ hấp thu, ổn định kim loại nặng bằng thực vật trong môi trường đất cho thấy hiệu quả cao và là giải pháp thân thiện môi trường [6, 7]. Các loài thực vật như Euphorbia cheiradenia, Scariola orientals, Centaurea virgata, Gundelia tournefortii và Eleagnum angustifolia đã được sử dụng khảo sát đánh giá khả năng xử lý các kim loại như Pb, Zn, Cu, Ni và Cd [8]. Ở nước ta, hoạt động nghiên cứu ứng dụng hệ thực vật xử lý kim loại nặng trong đất cũng được quan tâm. Các loài thực vật được thử nghiệm khảo sát xử lý ô nhiễm kim loại nặng phổ biến như cỏ vetiver, cây dương xỉ, cỏ nến,... [9-12]. Việt Nam thuộc vùng khí hậu nhiệt đới ẩm và là quốc gia có sự đa dạng sinh học cao nên rất tiềm năng phát triển công nghệ xanh trong việc giải quyết bài toán bảo vệ môi trường. Mặt khác, cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) là loài phổ biến ở nước ta nhưng đến nay chưa có nghiên cứu nào tiến hành khảo sát, đánh giá tiềm năng hấp thu và ổn định sự nhiễm bẩn kim loại nặng trong đất. Mục đích của nghiên cứu nhằm khảo sát đánh giá khả năng ổn định các kim loại nặng như Cd, Pb trong đất nhiễm bẩn bằng thực vật sử dụng cây cỏ cú Cyperus rotundus L. Qua đó, góp phần cung cấp cơ sở khoa học, đề ra giải pháp thích hợp ổn định và xử lý tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất. 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Vật liệu - Thực vật: Cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) được nghiên cứu tuyển chọn những cây khỏe mạnh, không sâu bệnh, cắt đều với chiều dài thân 12 cm. - Tính chất đất thí nghiệm: Đất trồng thí nghiệm được sử dụng trực tiếp sau khi thu và thuộc loại đất cát pha với các chỉ tiêu dinh dưỡng mô tả ở Bảng 1. 124 Nguyễn Minh Kỳ, Trần Văn Lâm, Nguyễn Công Mạnh, Nguyễn Hoàng Lâm Hình 1. Cây cỏ cú Cyperus rotundus L. Bảng 1. Tính chất đất thí nghiệm Chỉ tiêu Đơn vị Hàm lượng Mức độ pH - 7,17±0,21 Trung bình Mùn % đất khô 1,32±0,45 Thấp P2O5 dễ tiêu mg/100 g đất 6,91±2,12 Trung bình K2O dễ tiêu mg/100 g đất 12,02±3,47 Trung bình NH4+ dễ tiêu mg/100 g đất 2,61±1,18 Nghèo nitơ Cd ppm 0,08±0,01 Đất sạch Pb ppm 2,13±0,15 Đất sạch 2.2. Phương pháp bố trí thí nghiệm Để khảo sát khả năng hấp thu các kim loại nặng Cd, Pb của cỏ cú ở điều kiện thí nghiệm đất cát pha, nghiên cứu bố trí các nghiệm thức (lặp lại 3 lần) với các nồng độ 0, 10, 20, 30, 40, 50 (ppm). Nghiên cứu sử dụng can nhựa kích thước H × L × W = 15 × 20 × 25 cm, trong mỗi nghiệm thức sử dụng 2,5 kg đất pha cát sạch, với độ dày lớp đất tương ứng 10 cm, trồng cỏ cú với khoảng cách đều nhau 3 cm. Cd0 Cd0 Cd0 Pb0 Pb0 Pb0 Cd1 Cd1 Cd1 Pb1 Pb1 Pb1 Cd2 Cd2 Cd2 Pb2 Pb2 Pb2 Cd3 Cd3 Cd3 Pb3 Pb3 Pb3 Cd4 Cd4 Cd4 Pb4 Pb4 Pb4 Cd5 Cd5 Cd5 Pb5 Pb5 Pb5 Hình 2. Sơ đồ bố trí thí nghiệm Cụ thể: (i)_Nghiệm thức Cd0, Cd1, Cd2, Cd3, Cd4, Cd5: Đánh giá khả năng hấp thu Cd, với các nồng độ 0, 10, 20, 30, 40, 50 ppm; (ii)_Nghiệm thức Pb0, Pb1, Pb2, Pb3, Pb4, Pb5: Đánh giá khả năng hấp thu Pb, với các nồng độ 0, 10, 20, 30, 40, 50 (ppm). Số lượng cỏ cú mỗi thí nghiệm tương ứng 60 cây. Các cây tuyển chọn được trồng chăm sóc, thích nghi ổn định với thời gian 30 ngày và đạt giai đoạn trưởng thành trước khi đánh giá khả năng hấp thu kim loại nặng. Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại nặng trong đất nhiễm bẩn 125 bằng cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) 2.3. Phương pháp lấy mẫu, phân tích phòng thí nghiệm Phương pháp lấy mẫu đất theo tiêu chuẩn TCVN 5297:1995 - Chất lượng đất - Lấy mẫu - yêu cầu chung và TCVN 7538-2:2005 - Chất lượng đất - Lấy mẫu - Phần 2: Hướng dẫn kỹ thuật lấy mẫu. Mẫu được xử lý bằng phương pháp EPA 3051A - Kỹ thuật phá mẫu bằng lò vi sóng và TCVN 6649:2000 (ISO 11466:1995) - Chất lượng đất - Chiết các nguyên tố vết tan trong cường thủy. Quá trình phân tích phòng thí nghiệm thực hiện theo TCVN 6496:2009 - Chất lượng đất - Xác định crom, cadimi, coban, đồng, chì, mangan, niken, kẽm trong dịch chiết đất bằng cường thủy. Nghiên cứu tiến hành phân tích nồng độ các kim loại nặng với tần suất 10 ngày một lần cho tới ngày thứ 60 để đánh giá kết quả (tương ứng T1, T2, T3, T4, T5 và T6). Phân tích hàm lượng Cd, Pb trong đất và sinh khối theo phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử AAS. 2.4. Phương pháp phân tích thống kê, xử lý số liệu Hiệu quả xử lý kim loại nặng H (%) tính theo công thức: H = (Ci-Cf)/Ci × 100 %. Trong đó, Ci, Cf: Nồng độ kim loại nặng trước và sau xử lý. Quá trình phân tích thống kê, xử lý số liệu sẽ được thực hiện bằng phần mềm Microsoft Excel 2013 và SPSS 13.0 for Windows với mức ý nghĩa α = 0,05. 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 3.1. Hiệu quả xử lý kim loại cadimi (Cd) Ô nhiễm kim loại nặng trong đất là một trong những vấn đề môi trường nghiêm trọng mang tính toàn cầu [13, 14]. Bảng 2 trình bày kết quả khả năng ổn định thành phần kim loại nặng Cd trong đất nhiễm bẩn. Quá trình ổn định các kim loại nặng cho thấy xu hướng suy giảm theo thời gian trong 60 ngày thí nghiệm. Trong đó, với nồng độ khảo sát 10 ppm có hàm lượng Cd giảm từ 9,11 ± 0,81 ppm (ngày thứ 10) xuống 5,21 ± 0,15 ppm (ngày thứ 60). Tương tự, kết quả ở nồng độ 40 ppm giảm dần hàm lượng đối với Cd lần lượt 39,01 ± 0,58 ppm (ngày thứ 10); 30,75 ± 0,75 ppm (ngày thứ 40) và 15,41 ± 0,23 ppm (ngày thứ 60). Đối với khả năng hấp thu hàm lượng Cd (với nồng độ 50 ppm) của Cyperus rotundus L. trong đất sau 60 ngày thí nghiệm có kết quả đạt 20,70 ± 0,72 ppm. Có thể thấy mức độ ổn định và xử lý kim loại nặng khá cao, nhất là đối với các nồng độ khảo sát 10 ppm, 20 ppm và 30 ppm. Kết quả này chỉ ra sự tương đồng với nghiên cứu loại bỏ các kim loại nặng như Cd, Cr trong đất bằng hệ thực vật cỏ cú về khả năng hấp thu chất ô nhiễm [15]. Ngoài ra, phân tích ANOVA cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê về khả năng xử lý Cd theo nồng độ khảo sát và theo chuỗi thời gian thí nghiệm (p < 0,05). Bảng 2. Biến động hàm lượng Cd trong đất ở các thí nghiệm theo thời gian Nồng độ (ppm) Thời gian, ngày 10 20 30 40 50 60 0 f0,07±0,01a e0,08±0,01a e0,07±0,01a e0,07±0,01a e0,05±0,01a e0,06±0,01a 10 e9,11±0,81a d8,43±0,10a d6,35±0,44b d6,34±0,28b d5,21±0,12b d5,21±0,15b 20 d18,55±0,40a c16,23±0,50b c16,00±0,83b c13,76±0,39c c11,79±0,50d c12,20±1,00c 30 c28,73±0,50a b23,46±0,10c b26,64±0,51b b25,85±2,54b b20,73±0,53d b14,19±1,69e 40 b39,01±0,58a a35,52±0,35b a33,37±1,00b a30,75±0,75c a26,38±1,18d b15,41±0,23e 50 a48,93±1,00a a40,42±0,58b a35,38±1,15c b27,63±1,15d a25,98±0,50e a20,70±0,72f Ghi chú: Các trung bình có cùng chữ cái không có sự khác biệt với mức ý nghĩa α = 0,05; Các chữ cái ở bên trái biểu thị sự khác nhau theo nồng độ; Các chữ cái ở bên phải biểu thị sự khác nhau theo thời gian. Hình 3 thể hiện hiệu quả xử lý kim loại Cd của Cyperus rotundus L. theo thời gian thí nghiệm. Nhìn chung, hàm lượng các kim loại nặng giảm dần và hiệu quả xử lý tăng dần qua các mức thời gian T1 đến T6. Hiệu quả xử lý nhiễm bẩn kim loại Cd trong đất cho thấy sự gia tăng ở thời điểm T3 (ngày thứ 30) tới thời điểm T5 (ngày thứ 50) và có khuynh hướng tương đối ổn định vào thời điểm T6 (ngày thứ 60). Cụ thể, hiệu suất ổn định và hấp thu kim loại nặng ở nồng độ 10 ppm đạt lần lượt với mức 44,3 % và 44,2 % ở thời điểm T5 và T6. Kết quả sau 126 Nguyễn Minh Kỳ, Trần Văn Lâm, Nguyễn Công Mạnh, Nguyễn Hoàng Lâm thời gian 60 ngày thí nghiệm ở các nồng độ khảo sát 30 ppm, 40 ppm và 50 ppm có hiệu quả cao hơn với các giá trị tương ứng 52,9 %; 60,7 % và 58,0 %. Hình 3. Hiệu suất loại bỏ Cd theo thời gian thí nghiệm 3.2. Hiệu quả xử lý kim loại chì (Pb) Bảng 3. Biến động hàm lượng Pb trong đất ở các thí nghiệm theo thời gian Nồng độ (ppm) Thời gian, ngày 10 20 30 40 50 60 0 f2,01±0,48a f1,96±0,18a f1,84±0,19a e1,73±0,57a f1,56±0,06b e1,26±0,42b 10 e8,98±0,10a e7,66±0,11a e7,49±0,72a d6,74±0,65b e5,28±1,74c d4,52±0,69c 20 d19,44±0,57a d16,21±0,58b d14,04±0,51c c11,76±1,26d d10,11±2,02d d5,61±0,51e 30 c27,06±0,95a c25,89±1,50a c22,40±1,80b b20,84±0,50b c15,29±1,50c c10,26±0,92d 40 b40,16±5,32a b37,99±7,67b b33,67±5,83c a26,42±3,82d b21,67±3,28e b13,31±6,82f 50 a47,43±1,55a a45,22±1,50a a36,95±5,13b a28,75±2,98c a24,58±2,36d a20,17±1,02e Ghi chú: Các trung bình có cùng chữ cái không có sự khác biệt với mức ý nghĩa α=0,05; Các chữ cái ở bên trái biểu thị sự khác nhau theo nồng độ; Các chữ cái ở bên phải biểu thị sự khác nhau theo thời gian. Liên quan đến khả năng xử lý kim loại Pb, Bảng 3 trình bày tổng hợp sự biến động hàm lượng Pb trong đất ở các thí nghiệm theo các thời gian khảo sát. Trong đó, hàm lượng Pb được cỏ cú hấp thu, ổn định và được thể hiện qua mức suy giảm nồng độ theo các nghiệm thức. Đối với nồng độ khảo sát 10 ppm, 20 ppm và 30 ppm, sau 60 ngày thí nghiệm nồng độ Pb đo được giảm mức 4,52 ± 0,69; 5,61 ± 0,51 và 10,26 ± 0,92 ppm. So sánh với quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về giới hạn cho phép của một số kim loại nặng trong đất (QCVN 03- MT:2015/BTNMT) cho thấy sự đảm bảo về an toàn môi trường sinh thái và sức khỏe. Tương tự, các nồng độ khảo sát 40 ppm và 50 ppm cũng chỉ ra mức độ giảm thiểu tác nhân ô nhiễm trong đất với giá trị 13,31 ± 6,82 và 20,17 ± 1,02 ppm sau thí nghiệm. Đồng thời, sự khác biệt có ý nghĩa thống kê (p < 0,05) giữa các nghiệm thức biến thiên theo nồng độ và thời gian được khẳng định thông qua thủ tục kiểm định ANOVA. Thực vật hấp thụ kim loại nặng từ đất xảy ra theo phương thức thụ động thông qua hệ thống mao quản, rễ và quá trình vận chuyển tích cực đi qua màng tế bào biểu bì [16-18]. Tương tự hiệu quả loại bỏ Cd, hàm lượng nồng độ Pb cũng có xu hướng giảm dần theo thời gian và đặc biệt ở thời điểm giai đoạn T3, T4, T5 và T6 (Hình 4). Cụ thể ở nồng độ 30 ppm, sau 10 ngày thí nghiệm, quá trình hấp thu Pb đạt mức 7,1 %, sau đó tăng dần lên 28,5 %; 47,5 %; 64,8 % ở các thời điểm sau 40 ngày, 50 ngày và 60 ngày. Hiệu quả xử lý Pb đạt cao nhất vào thời điểm Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại nặng trong đất nhiễm bẩn 127 bằng cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) 60 ngày với hiệu suất tương ứng 71,6 % (nồng độ 20 ppm), 64,8 % (nồng độ 30 ppm) và 68,2 % (nồng độ 40 ppm). Như vậy, khả năng tích lũy kim loại Pb của cỏ cú đạt hiệu quả khá tốt và cho thấy tương tự so với nghiên cứu thu được với khả năng hấp thu Pb của các loài thực vật khác như dương xỉ [19]. Hình 4. Hiệu suất loại bỏ Pb theo thời gian thí nghiệm 3.3. Đánh giá khả năng tích lũy kim loại trong sinh khối Bảng 4. Tương quan hàm lượng kim loại nặng trong đất và sinh khối cỏ cú Nghiệm thức 0 10 20 30 40 50 Cd (mg/kg) Đất 0,06 ± 0,01 5,21 ± 0,15 12,20 ± 1,00 14,19 ± 1,69 15,41 ± 0,23 20,70 ± 0,72 Sinh khối 0,01 ± 0,01 1,27 ± 0,33 3,41 ± 1,20 4,35 ± 1,23 5,21 ± 0,03 7,50 ± 0,13 Pb (mg/kg) Đất 1,26 ± 0,42 4,52 ± 0,69 5,61 ± 0,51 10,26 ± 0,92 13,31 ± 6,82 20,17 ± 1,02 Sinh khối 0,02 ± 0,01 1,26 ± 0,11 3,31 ± 0,32 4,37 ± 0,42 6,11 ± 2,94 12,12 ± 0,21 Ngoài ra, để đánh giá khả năng hấp thu kim loại nặng, nghiên cứu phân tích sinh khối (thân cỏ cú) nhằm xác định mối tương quan tích lũy kim loại trong đất và sinh khối (Bảng 4). Hệ số tương quan xác định hàm lượng Cd và Pb trong đất và sinh khối với giá trị R2 lần lượt là 0,9767 và 0,9587. Từ đó, cho thấy mối liên hệ chặt chẽ trong việc hấp thu và vai trò của thực vật góp phần làm giảm nồng độ kim loại nặng sau xử lý. Sự hấp thu và tích lũy các kim loại nặng như Cd và Pb được thể hiện thông qua kết quả phân tích xác định các thành phần trong môi trường đất và sinh khối (Hình 5). Kết quả đánh giá tương quan chỉ ra khả năng thu hút và giảm nồng độ chất độc của cỏ cú Cyperus rotundus L. để làm sạch đất nhiễm bẩn. Như vậy, các kim loại độc như Cd, Pb nếu như không được xử lý sẽ là nguyên nhân gây hại cho hệ sinh thái và sức khỏe con người [20] và quá trình rò rỉ, chảy thấm các kim loại độc sẽ gây ảnh hưởng chất lượng môi trường [21]. Đối với kim loại nặng như Cd và Pb có mức độ hấp thu khá cao và được khẳng định qua hiệu quả xử lý lần lượt 60,7 % (40 ppm) và 71,6 % (20 ppm) sau khi kết thúc thí nghiệm. Khả năng hấp thu kim loại độc trong đất được thực vật giải độc đất bằng cách tích lũy chất ô nhiễm trong các bộ phận như thân, rễ [22]. Có thể thấy rằng, đây là giải pháp công nghệ triển vọng, ưu việt trong việc xử lý kim loại nặng theo hình thức in-situ để góp phần bảo vệ môi trường và an toàn sức khỏe [23]. 128 Nguyễn Minh Kỳ, Trần Văn Lâm, Nguyễn Công Mạnh, Nguyễn Hoàng Lâm Hình 5. Tương quan hàm lượng kim loại nặng 4. KẾT LUẬN Từ kết quả nghiên cứu cho thấy khả năng ứng dụng Cyperus rotundus L. xử lý và ổn định đất nhiễm bẩn kim loại nặng như Cd và Pb. Hiệu quả xử lý các kim loại nặng của cỏ cú chỉ ra sự gia tăng mức độ hiệu suất theo thời gian thí nghiệm. Kết quả loại bỏ kim loại nặng như Cd và Pb có mức độ hấp thu cao với lần lượt hiệu suất cao nhất tương đương 60,7 % và 71,6 % sau 60 ngày kết thúc thí nghiệm. Ngoài ra, mức độ ổn định Cd và Pb cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê về khả năng xử lý theo nồng độ khảo sát và theo chuỗi thời gian thí nghiệm. Nghiên cứu thể hiện tiềm năng hấp thu và ổn định sự nhiễm bẩn kim loại nặng trong đất bằng loài thực vật phổ biến ở nước ta và góp phần cung cấp cơ sở khoa học, đề ra giải pháp thích hợp trong việc xử lý tình trạng ô nhiễm kim loại nặng trong môi trường đất cho tương lai./. TÀI LIỆU THAM KHẢO [1]. Trevors J.T., 2010. What is a global environmental pollution problem? Water, Air, & Soil Pollution, 210: 1-2. [2]. Li X., Jin L. and Kan H., 2019. Air pollution: A global problem needs local fixes. Nature, 570: 437-439. [3]. Zwolak A., Sarzyńska M., Szpyrka E. and Stawarczyk K., 2019. Sources of soil pollution by heavy metals and their accumulation in vegetables: A review. Water, Air, & Soil Pollution, 230: 164. [4]. Petelka J., Abraham J., Bockreis A., Deikumah J. P. and Zerbe S., 2019. Soil heavy metal(loid) pollution and phytoremediation potential of native plants on a former gold mine in Ghana. Water, Air, & Soil Pollution, 230: 267. [5]. Mitch M.L., 2000. The use of plants for the removal of toxic metals from contaminated soil. American Association for the Advancement of Science, the US. [6]. Ali H., Khan E. and Sajad M.A., 2013. Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications. Chemosphere, 91(7): 869-881. [7]. Dadea C., Russo A., Tagliavini M., Mimmo T. and Zerbe S., 2017. Tree species as tools for biomonitoring and phytoremediation in urban environments: A review with special regard to heavy metals. Arboriculture & Urban Forestry, 43(434): 155-167. [8]. Abdolkarim C. and Behrouz E.M., 2007. Removal of heavy metals by native accumulator plants. Int. J. Agri. Biol., 9(3): 462-465. [9]. Bùi Thị Kim Anh, 2011. Nghiên cứu sử dụng thực vật (dương xỉ) để xử lý ô nhiễm Asen trong đất vùng khai thác khoáng sản. Luận án Tiến sĩ Môi trường đất và nước. Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia, Hà Nội. Nghiên cứu khả năng xử lý kim loại nặng trong đất nhiễm bẩn 129 bằng cây cỏ cú (Cyperus rotundus L.) [10]. Đồng Thị Minh Hậu, Hoàng Thị Thanh Thủy và Đào Phú Quốc, 2008. Nghiên cứu và lựa chọn một số thực vật có khả năng hấp thu các kim loại nặng (Cr, Cu, Zn) trong bùn nạo vét kênh Tân Hóa - Lò Gốm. Tạp chí Phát triển Khoa học và Công nghệ, 11(04): 59-67. [11]. Đặng Văn Minh và Nguyễn Duy Hải, 2011. Nghiên cứu khả năng sinh trưởng và hấp thu kim loại nặng của cây cỏ vetiver, dương xỉ và sậy trên đất sau khai thác thiếc tại huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên. Tạp chí Khoa học và Công nghệ, 85(9): 13-16. [12]. Võ Châu Tuấn và Võ Văn Minh, 2011. Khả năng xử lý crôm trong môi trường đất của cỏ vetiver. Tạp chí Khoa học và Công nghệ, Đại học Đà Nẵng, 18: 69-71. [13]. Wuana R.A. and Okieimen F.E., 2011. Heavy metals in contaminated soils: A review of sources, chemistry, risks and best available strategies for remediation. ISRN Ecology, 2011: 1-20. [14]. Tóth G., Hermann T., Szatmári G. and Pásztor L., 2016. Maps of heavy metals in the soils of the European Union and proposed priority areas for detailed assessment. Science of the Total Environment, 565: 1054-1062. [15]. Subhashini V. and Swamy A.V.V.S., 2014. Phytoremediation of cadmium and chromium, contaminated soils by Cyperus rotundus. L.. American International Journal of Research in Science, Technology, Engineering & Mathematics, 6(1): 97-101. [16]. Lehmann C. and Rebele F., 2004. Assessing the potential for cad-mium phytoremediation with Calamagrostis epigejos: A potexperiment. International Journal of Phytoremediation, 6(2): 169-183. [17]. Mahajan P. and Kaushal J., 2018. Role of phytoremediation in reducing cadmium toxicity in soil and water. Journal of Toxicology, 2018: 4864365. [18]. Muthusaravanan S., Sivarajasekar N., Vivek J.S., Paramasivan T., Naushad Mu., Prakashmaran J., Gayathri V. and Al-Duaij O.K., 2018. Phytoremediation of heavy metals: mechanisms, methods and enhancements. Environ Chem Lett., 16: 1339-1359. [19]. Trần Văn Tựa, Nguyễn Trung Kiên, Đỗ Tuấn Anh và Đặng Đình Kim, 2011. Nghiên cứu khả năng chống chịu và hấp thu chì Pb, Zn của dương xỉ Pteris Vittata L. Tạp chí Khoa học và Công nghệ, 49(4): 101- 109. [20]. Chibuike G.U. and Obiora S.C., 2014. Heavy metal polluted soils: Effect on plants and bioremediation methods. Applied and Environmental Soil Science, 2014: 1-12. [21]. Marina M.M., 2003. Heavy metals removal from anaerobically digested sludge. Doctoral Thesis. Wageningen University, the Netherlands. [22]. Ebbs S.D. and Kochian L.V., 1997. Toxicity of Zn and Cu to Brassica species: Implacations for phytoremediation. J. Environ. Qual., 26: 776-781. [23]. Taha T.A. and Abdallah S.M., 2004. Towards a more safe environment, phytoremediation of some heavy metals from contaminated soils in Egypt: Hydrophobic and hydrophilic fractions. International Conf. on Water Resources & Arid Environment, Ain Shams Univ., Egypt. 130 Nguyễn M