1.4.1.1. Ảnh hưởng của trồng lúa đến một số tính chất lý hóa học đất
Quá trình canh tác lúa nước có ảnh hưởng rất lớn đến nhiều tính chất lý, hóa học đất. Trong đó, cày bừa là quá trình làm đất cơ bản của quá trình canh tác lúa nước, làm cho đất trở thành dạng bùn nhão trong điều kiện có độ ẩm cao. Kết quả của quá trình cày bừa đã phá hủy các đoàn lạp đất, loại bỏ các khoảng hổng phi mao
42
quản và tăng cường khả năng giữ nước mao quản của đất. Điều này có ý nghĩa trong việc làm giảm khả năng bay hơi nước cũng như khả năng thấm lọc của đất [19,20].
Các nghiên cứu của Bodman và Rubin (1948) cho thấy có tới 91 – 100% các lỗ hổng phi mao quản bị phá vỡ khi bừa sục bùn ở đất thịt [60]. Trong khi độ xốp mao quản tăng 223% với hầu hết các lỗ hổng có kích thước nhỏ hơn 0,2 µm [78]. Nước dưới dạng lỏng di chuyển trong các khoảng hổng này do tác động của lực mao quản.
Quá trình ngập nước cũng dẫn đến làm phá vỡ các đoàn lạp lớn hoặc chúng bị ép lại thành các đoàn lạp nhỏ hơn. Kawaguchi và Kita (1960) cho rằng khi bị ngập nước đã làm tăng sự trương nở trong đất, làm giảm lực liên kết bên trong các đoàn lạp trong khi làm tăng các lực liên kết giữa các đoàn lạp đất với nhau [81]. Sự giãn nở của các lớp khoáng sét có tác dụng làm giải phóng các ion vốn đã bị hấp phụ chặt trong chúng. Đặc biệt, đối với đất có chứa nhiều NH4+ ở dạng bị cố định giữa các lớp khoáng sét, quá trình trương nở này sẽ làm giải phóng nhanh hơn các ion NH4+ bị cố định vào trong dung dịch đất [58].
Các công trình nghiên cứu của Kawaguchi và cộng sự (1960) đã khẳng định rằng quá trình ngập nước làm giảm độ bền vững của các đoàn lạp đất do các chất hữu cơ bị phân hủy và các lớp bao bọc như oxit sắt, mangan bị khử thành dạng hòa tan [79]. Khi đất được làm khô, lúc này các oxit sắt, mangan lại có vai trò như xi măng gắn kết bao bọc xung quanh các phần tử sét làm gắn kết các đoàn lạp trở lại và làm tăng độ bền của chúng. Đây là quá trình rất quan trọng gắn kết các phần tử đất riêng rẽ tái hình thành cấu trúc đất. Các loại đất có hàm lượng hữu cơ hoặc sắt nhôm oxit cao cũng tạo điều kiện dễ dàng cho quá trình này xảy ra khi đất khô trở lại [81], [82], [91].
Bên cạnh đó, nhiều nghiên cứu trong và ngoài nước đã khẳng định quá trình ngập nước có ảnh hưởng rất lớn đến đến độ chua của đất. Theo Sanchez (1976), pH sẽ biến đổi và đạt tới giá trị khoảng 6,5 – 7,0 trong khoảng một tháng ngập nước và ổn định ở giá trị này cho tới khi đất khô trở lại. Nhìn chung giá trị pH của đất axit sẽ tăng lên trong khi ở các đất có phản ứng kiềm lại giảm đi. Sự tăng lên của pH ở các
43
đất axit là do có sự giải phóng các ion OH- khi Fe(OH)3 và các hợp chất tương tự được khử xuống Fe(OH)2 hoặc Fe3(OH)6. Ngược lại giá trị pH ở các đất kiềm có khả năng giảm xuống xung quanh 7 là do sự tăng hàm lượng CO2 dẫn tới làm tăng các ion H+. Đối với các loại đất trung tính, giá trị pH ít biến động vì cả 2 quá trình này có xu hướng cân bằng nhau [91].
Theo Chenu và cộng sự (2000), ở đất ngập nước, Fe và Mn đều tồn tại chủ yếu ở dạng khử và cả hai đều hoà tan nhiều hơn. Mn bị khử nhẹ trước Fe do cặp Mn4+ và Mn2+ có thế ôxy hoá khử cao hơn, nhưng nhìn chung chúng có xu hướng biến đổi tương tự như Fe [62].
Fe và Mn dạng khử có thể đạt đến những nồng độ độc cho cây trồng trong đất ngập nước. Fe2+ khuếch tán và bám vào bề mặt rễ cây lúa nước có thể bị ôxy hoá bởi ôxy từ các tế bào rễ thải ra và tạo màng mỏng bao bọc rễ bởi màng ôxyt Fe3+, hạn chế sự hút thu dinh dưỡng của thực vật [62].
Đối với NH4+ và NO3-, lúa là một trong số ít những loài cây có khả năng hút thu NH4+ mạnh hơn NO3-, trong khi hệ rễ của cây 2 lá mầm lại sử dụng NO3- nhanh chóng hơn [92]. So với NO3- các cation NH4+ kém linh động hơn do nó bị hấp phụ bởi các keo đất. Đặc biệt là các khoáng sét như Illit, vermiculit có khả năng làm cho NH4+ trở thành khó tiêu do chúng bị giữ chặt giữa các lớp khoáng sét.
Theo Sanchez (1976), ở đất lúa nước luôn có một lớp đất mỏng khoảng 1cm trên mặt và trong khu vực vùng rễ lúa luôn được coi là ở trạng thái oxy hóa. Do vậy khi NH4+ được bón vào tầng này sẽ dễ dàng bị oxy hóa thành NO3- và bị rửa trôi xuống tầng khử và tiếp tục bị quá trình phản nitrat đến N2O và N2 bay vào khí quyển [91]. Lượng nitơ bị mất do quá trình phản nitrat dao động trong khoảng 20 – 300 kg/ha trong vòng một tháng đầu, làm cho NO3- hầu như không tồn tại trong đất ngập nước [88].
Điều cần chú ý là sự biến động mạnh của các dạng nitơ ở các đất có quá trình ngập nước và khô xen kẽ nhau. Ở đất ngập nước nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng NH4+
nhưng khi đất khô một phần NH4+ bị nitrat hóa thành NO3-. Đến chu kỳ ngập nước tiếp theo, NO3- bị mất do quá trình phản nitrat hoặc bị rửa trôi. Quá trình này xảy ra xen kẽ nhau làm cho nitơ bị mất đi nhanh chóng, đặc biệt là ở chu kỳ đầu tiên [91].
44
Hàm lượng phốtpho dễ tiêu trong đất cũng chịu tác động mạnh mẽ của quá trình ngập nước. Quá trình khử các phốtphat sắt (III) thành phốtphat (II) và các hợp chất phốt-phat dễ khử thành dạng dễ hòa tan hơn. Tuy nhiên, nhiều nghiên cứu khác nhau cũng cho thấy hàm lượng phốtpho dễ tiêu trong đất chỉ tăng lên trong thời gian đầu của quá trình ngập nước sau đó lại có xu hướng giảm đi rõ rệt. Sự giảm phốtpho dễ tiêu sau khoảng 4 tuần ngập nước được giải thích là do có sự tái cố định phốtpho chủ yếu dưới dạng canxi phốt phat.
Quá trình ngập nước trong trồng lúa cũng có tác động mạnh đến sự phân hủy các chất hữu cơ và hình thành chất mùn đất. Trong điều kiện kỵ khí, tốc độ phân hủy của các chất hữu cơ ở đất ngập nước xảy ra chậm hơn ở các đất khô [67].
Sản phẩm của quá trình phân hủy các chất hữu cơ trong điều kiện ngập nước là rất đa dạng. Theo Ponnamperuma thì sản phẩm phân hủy chất hữu cơ ở đất khô thường là CO2, NO3-, SO42-, H2O và các chất mùn bền vững, còn ở đất ngập nước là CO2, H2O, NH4+, CH4, H2S, các hợp chất amin, các axit mùn không hoàn toàn hoặc từng phần của chúng. Tuy nhiên, giai đoạn đầu của quá trình phân hủy các chất hữu cơ ở cả điều kiện đất khô và đất ướt đều xảy ra tương tự như nhau cho đến khi hình thành axit pyruvic. Lúc này nếu trong điều kiện ngập nước, các sản phẩm trung gian sẽ bị khử đến rượu và một số axit hữu cơ khác. Một phần trong chúng có thể tiếp tục bị khử thành CH4 hoặc CO2 [88].
Ở Việt Nam, sự phân hủy chất hữu cơ và hình thành các chất mùn đất cũng đã được đề cập đến trong các nghiên cứu của Nguyễn Xuân Cự (2001). Theo đó, các điều kiện ngập nước của đất trồng lúa nước là không thích hợp cho sự hình thành các axit mùn (axit humic và axit fulvic) [12]. Các nghiên cứu của Trần Bá Linh và Lê Văn Khoa (2006) ở xã Long Khánh, Cai Lậy, Tiền Giang cũng cho thấy tập quán canh tác của nông dân vùng này là đốt bỏ rơm rạ sau khi thu hoạch, không bón phân hữu cơ và sử dụng máy cày để làm đất sau mỗi vụ trong điều kiện đất ướt, điều này dẫn đến sự thoái hóa về mặt vật lý đất, độ phì vật lý của vùng này rất kém, cấu trúc đất bị phá hủy, dung trọng khá cao [24].
45
1.4.1.2. Ảnh hưởng của việc sử dụng phân khoáng đến môi trường đất lúa
Trong hoạt động sản xuất nông nghiệp phân bón là một trong những vật tư quan trọng và được sử dụng với một lượng khá lớn hàng năm. Phân bón đã góp phần đáng kể làm tăng năng suất cây trồng, chất lượng nông sản, đặc biệt là đối với cây lúa ở Việt Nam. Theo đánh giá của Viện Dinh dưỡng Cây trồng Quốc tế (IPNI), phân bón đóng góp làm tăng khoảng 30-35% tổng sản lượng cây trồng [52].
Vai trò của phân bón đối với đất tạo ra được cân bằng dinh dưỡng và làm tăng độ phì nhiêu của đất. Tuy nhiên, phân bón cũng có các tương tác qua lại với đất và làm thay đổi các tính chất lý, hoá học, sinh học của đất. Bón phân hữu cơ có tác dụng làm cho các chỉ tiêu hoá nông học tốt lên, góp phần cải thiện các tính chất lý, hoá học và sinh học của đất. Theo các kết quả nghiên cứu nhiều năm của Cassman và cộng sự (1995), bón 10 - 20 tấn phân chuồng trên một hecta (1 lần trong 4 năm) sau khoảng thời gian 30 năm đã làm cho các tính chất nông hoá của đất tốt lên, hàm lượng mùn tăng 0,8 - 1%, pHKCl tăng lên 0,1 đơn vị và độ chua thuỷ phân giảm 0,1 ldl/100g đất [61].
Tuy nhiên, quá trình sử dụng phân khoáng đơn thuần lại có thể gây ra những tác động xấu đến các yếu tố môi trường đất. Lê Văn Khoa (1997) đã dẫn các số liệu của Welley ở Nadagasca cho thấy khi bón 620 kg N/ha trong 3 năm đã làm pH giảm từ 5,2 xuống còn 4,2; Al3+ tăng từ 3,0 lên 5,5 lđl/100 gam đất [23]. Các nghiên cứu bón phân lâu năm trong điều kiện thí nghiệm đồng ruộng ở Nam Tư cũng cho thấy sau 14 năm bón phân NPK đã làm P và K dễ tiêu trong đất tăng tương ứng 34,3% và 22,9%.
Ở Việt Nam, nguy cơ ô nhiễm môi trường đất lúa do phân bón cũng được nhiều tác giả đề cập đến như Đỗ Ánh (1992), Nguyễn Văn Bộ (1997), Tôn Thất Chiểu (1992). Các nghiên cứu cho thấy mức độ sử dụng phân bón và các HCBVTV ở ĐBSH là rất cao (400 kg phân hóa học và 10 kg HCBVTV/ha) so với bình quân cả nước (56,9 kg phân hóa học và 0,7 kg HCBVTV/ha) [1], [3], [7].
Trên thực tế, hiệu suất sử dụng phân đạm mới chỉ đạt 35-40%, lân 40-45% và kali 40-45%. Như vậy, còn 60-65% lượng đạm tương đương với 1,77 triệu tấn urê, 55-60% lượng lân tương đương với 2,07 triệu tấn supe lân và 55-60% lượng kali tương đương với 344 nghìn tấn kali clorua (KCl) được bón vào đất nhưng không
46
được cây trồng sử dụng [27]. Một phần lượng phân bón này được giữ lại trong đất là nguồn dinh dưỡng dự trữ cho vụ sau; một phần bị rửa trôi theo nước mặt và chảy vào các ao, hồ, sông suối gây ô nhiễm nguồn nước mặt; một phần bị thấm xuống tầng nước ngầm và một phần bị bay hơi vào khí quyển gây ô nhiễm không khí.