3. Ý NGHĨA CỦA ĐỀ TÀI
2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
Để thực hiện các nội dung nghiên cứu trên, chúng tôi sử dụng một số phương pháp nghiên cứu sau:
2.3.1. Phƣơng pháp hồi cứu số liệu
Trong nghiên cứu này, chúng tôi sử dụng phương pháp hồi cứu số liệu để thu thập các thông tin về: điều kiện tự nhiên, kinh tế – xã hội và dân số vùng nghiên cứu; nguồn ô nhiễm kim loại nặng có thể ảnh hưởng đến vùng nghiên cứu; đặc điểm, tính chất của một số KLN và cây rau muống; một số nghiên cứu trong và ngoài nước liên quan đến đề tài.
2.3.2. Phƣơng pháp thu và bảo quản mẫu
a. Phương pháp thu mẫu và bảo quản mẫu đất
Để thực hiện nội dung nghiên cứu về xác định hàm lượng KLN trong đất, chúng tôi tiến hành lấy mẫu đất theo hướng dẫn của TCVN 7538-2: 2005 [9], cụ thể:
Tiến hành lấy 10 mẫu đất vào giữa tháng 3/2014, các mẫu được lấy là mẫu đơn và số lượng mẫu đồng đều ở mỗi thôn.
Mẫu được lấy cần phải có tính đại diện và phải đảm bảo tất cả các mẫu không bị biến đổi trong thời gian từ khi lấy mẫu tới khi phân tích. Mẫu đất được lấy với kích thước 10x10x20cm. Sau đó xử lý sơ bộ bằng cách loại bỏ đá, rễ cây, mãnh vụn…; phơi khô, nghiền nhỏ và rây qua rây có kích thước 0.2 mm.
Mẫu đất thu về sẽ được bảo quản theo TCVN 7538-6:2010 [7]. Trong đó, mẫu đất được đựng trong túi polyethylene, không để mẫu đất bị sũng nước trong thời gian bảo quản.
b. Phương pháp thu mẫu và bảo quản mẫu rau
Để tiến hành xác định hàm lượng KLN trong rau, chúng tôi tiến hành thu mẫu và bảo quản mẫu rau theo hướng dẫn của TCVN 9016:2011 [11].
Trong đó, chúng tôi lấy 10 mẫu rau có vị trí thu mẫu rau tương ứng với những vị trí thu mẫu đất tại hai thôn. Sử dụng các dụng cụ sạch, khô, sắc bén, không gỉ, không gây dập nát và không làm thay đổi thành phần hóa học của rau cần thu.
Mẫu rau sau khi thu được cho vào các túi polyethylene và đựng trong thùng sạch, khô, có tác dụng bảo vệ mẫu và không làm ảnh hưởng đến kết quả phân tích hóa học của mẫu. Sau đó chuyển mẫu về phòng thí nghiệm Khoa Sinh - Môi trường, ĐHSP – ĐHĐN. Tiến hành tách lấy phần ăn được, sấy khô, nghiền nhỏ mẫu và rây qua rây có kích thước 0.2 mm.
2.3.3. Phƣơng pháp phân tích mẫu
a. Phương pháp vô cơ hóa mẫu
Để phân tích hàm lượng KLN trong các mẫu rau và mẫu đất đã được xử lý sơ bộ ở trên, chúng tôi tiến hành vô cơ hóa mẫu theo hướng dẫn của TCVN 6649:2000 [8], cụ thể:
Mẫu đất (rau) sau khi được làm sạch sẽ được đem nghiền và rây qua rây có kích thước 0.2 mm. Sau đó lấy khoảng 3g mẫu cho vào bình 250ml, thêm vào từ 0,5ml đến 1,0ml nước và vừa trộn vừa cho thêm 21ml HCl, sau đó cho thêm 7ml HNO3. Cho 15ml HNO3 vào bình hấp thụ, nối bình hấp thụ và bộ sinh hàn với bình phản ứng. Để yên trong 16h ở nhiệt độ phòng.
Tăng nhiệt độ của hỗn hợp phản ứng từ từ cho đến khi đạt được các điều kiện đối lưu và duy trì trong 2h, đảm bảo rằng vùng ngưng tụ thấp hơn 1/3 chiều cao của bộ sinh hàn, sau đó để nguội. Cho lượng trong bình hấp thụ vào bình phản ứng qua bộ sinh hàn, tráng tiếp bình hấp thụ và bộ sinh hàn bằng 10 ml axit nitric.
Để yên bình phản ứng sao cho phần lớn các cặn không tan của huyền phù lắng xuống. Cẩn thận gạn một cách tương đối chất nổi phía trên không chứa cặn sang giấy lọc, thu lấy dịch lọc vào bình định mức 100 ml. Lọc tất cả dịch lọc ban đầu qua giấy lọc, sau đó rửa cặn không tan trên giấy lọc với một lượng axit nitric tối thiểu. Thu lấy dịch lọc này với dịch lọc thứ nhất.
b. Phương pháp phân tích kim loại nặng
Sau khi vô cơ hóa mẫu, mẫu sẽ được tiến hành phân tích hàm lượng bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử không ngọn lửa trên máy Zenit 700 tại phòng thí nghiệm khoa Sinh – Môi trường, Đại học Sư phạm Đà Nẵng theo hướng dẫn của TCVN 6496:2009 [10].
Mẫu được đưa vào một ống graphit, ống này được nung lên đến trên 2800oC rất nhanh và được kiểm soát. Bằng cách nâng nhiệt độ từng bước, các quá trình làm khô, phân hủy nhiệt của nền và phân tách nhiệt thành các nguyên tử tự do xảy ra. Đỉnh tín hiệu sẽ nhọn, đối xứng và có bán chiều rộng hẹp; trong đó độ cao đỉnh tỉ lệ thuận với nồng độ nguyên tố của dung dịch. Bước sóng tương ứng của các kim loại nặng Pb, Cd và Cr lần lượt là 217 nm, 228.8 nm, 347.9 nm.
2.3.4. Phƣơng pháp phỏng vấn cộng đồng
Sử dụng phương pháp phỏng vấn gián tiếp thông qua phiếu điều tra với hệ thống câu hỏi và câu trả lời cố định.
Để có các thông số phục vụ cho đánh giá rủi ro sức khỏe, chúng tôi tiến hành phỏng vấn 100 đối tượng sinh viên có độ tuổi từ 18 - 25 tuổi và 100 đối tượng công nhân viên chức có độ tuổi từ 40 – 60 tuổi.
Các câu hỏi phỏng vấn được sử dụng để thu thập các thông tin sau: thông tin cơ bản (tuổi, cân nặng, nghề nghiệp), lượng rau tiêu thụ trung bình tuần, phần rau muống sử dụng, lý do chọn rau muống để sử dụng.
2.3.5. Phƣơng pháp xác định hệ số vận chuyển (TCs – Transfer coefficient)
Hệ số vận chuyển (TCs) của kim loại nặng từ đất vào cây trồng được tính bằng công thức:
TCs =
(1)
Trong đó: Cplants là nồng độ kim loại nặng trong rau (mg/kg) Csoil là nồng độ kim loại nặng trong đất (mg/kg)
Theo HAO Xiu-Zhen (2009), TCs cao chứng tỏ khả năng giữ kim loại nặng trong đất kém hoặc khả năng hấp thu kim loại nặng cao của thực vật. TCs thấp cho thấy sự hấp phụ mạnh của kim loại nặng với keo đất [48].
2.3.6. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro sức khỏe
Để thực hiện đánh giá rủi ro sức khỏe của KLN trong rau muống, chúng tôi tiến hành tính toán các thông số sau:
a. Xác định lượng kim loại nặng tiêu thụ hàng ngày (DIM –Daily intake of metals)
Lượng rau tiêu thụ trung bình hàng ngày được tính toán từ dữ liệu thu được trong các câu hỏi khảo sát. Người được hỏi đã cung cấp đầy đủ thông tin
chi tiết về chế độ ăn uống của cho một tuần. Lượng kim loại tiêu thụ hàng ngày (DIM) được xác định bằng phương trình sau [36]:
DIM =
(mg/kg/ngày) (2)
Trong đó: Cmetals là nồng độ kim loại nặng trong cây trồng (mg/kg). Cfactors là yếu tố chuyển đổi. Hệ số chuyển đổi tươi sang khô (0.085) được sử dụng chung cho cây lương thực, thực phẩm [43].
Dfood intake là lượng rau tiêu thụ hàng ngày (kg/ngày). Baverage weigh là cân nặng trung bình (kg).
b. Đánh giá rủi ro sức khỏe bằng chỉ số HRI
Đánh giá rủi ro sức khỏe được tính dựa vào chỉ số HRI (Health risk index) cho các kim loại Pb, Cd và Cr thông qua lượng rau tiêu thụ bị ô nhiễm kim loại nặng và được tính bằng công thức [39]:
HRI =
(3)
Trong đó: DIM là lượng kim loại nặng tiêu thụ hàng ngày (mg/kg/ngày)
RfD là liều lượng tham khảo. Giá trị RfD cho Pb, Cd và Cr lần lượt là 0.004, 0.001 và 1.5 mg/kg thể trọng/ ngày [47]. Nếu chỉ số HRI > 1 thì rủi ro sức khỏe con người cao và ngược lại.
2.3.7. Phƣơng pháp xử lý số liệu
Các số liệu được tổng hợp và xử lý thống kê bằng phần mềm MS.Excel. Các biểu đồ được vẽ bằng phần mềm Origin 8.5.
CHƢƠNG 3
KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN
3.1. HÀM LƢỢNG KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT
KLN chủ yếu tích tụ trong cơ thể người thông qua chuỗi thức ăn và một trong những nguyên nhân chính gây ra tích lũy KLN trong rau nói riêng và thực phẩm nói chung là do tích lũy KLN trong đất nông nghiệp [37, 42]. Do đó, xác định hàm lượng KLN trong đất trồng rau là rất cần thiết để đánh giá được chất lượng đất nông nghiệp và từ đó có các biện pháp giảm thiểu tích lũy KLN trong đất, gián tiếp giảm thiểu được lượng KLN tích lũy trong rau trồng.
Qua quá trình nghiên cứu, kết quả phân tích hàm lượng Cd, Cr và Pb trong đất trồng rau muống tại hai thôn Trung Sơn và Vân Dương theo kết quả ở Bảng 3.1 và Hình 3.1.
Bảng 3.1. Hàm lượng kim loại nặng trong các mẫu đất
Khu vực Ký hiệu
Cd Cr Pb
(mg/kg)
Thôn Vân Dương
VD1 0.001 1.108 7.073
VD2 0.006 1.427 7.946
VD3 0.002 0.224 6.92
VD4 0.021 0.203 0.428
VD5 0.06 0.286 6.901
Thôn Trung Sơn
TS1 0.001 0.262 0.97 TS2 0.007 0.302 0.348 TS3 0.031 2.419 0.543 TS4 0.03 0.952 7.203 TS5 0.032 1.588 7.839 TCCP 2* 90** 70* * QCVN 03:2008/BTNMT
Hình 3.1. Hàm lượng KLN trong các mẫu đất ở khu vực nghiên cứu
Kết quả tại Bảng 3.1 cho thấy hàm lượng Cd nằm trong khoảng từ 0.001- 0.06 mg/kg và trung bình là 0.0191 mg/kg. Trong đó giá trị thấp nhất là 0.001 mg/kg tại hai vị trí thu mẫu VD1 và TS1, giá trị cao nhất là 0.06 mg/kg tại vị trí thu mẫu VD5. Với giới hạn hàm lượng Cd trong đất nông nghiệp là 2 mg/kg [12] thì không có điểm nào cho kết quả vượt QCVN 03:2008. Kết quả này của chúng tôi tương tự với kết quả nghiên cứu của Phạm Ngọc Thụy (2012) tại Hà Nội trong 29 điểm thu mẫu, không có điểm nào cho kết quả ô nhiễm Cd; tác giả lý giải rằng do Cd có độ hòa tan trong nước lớn nên chúng tồn tại chủ yếu trong nước [30]. Tuy nhiên giá trị hàm lượng Cd tại Bảng 3.1 lại thấp hơn so với nghiên cứu Nguyễn Xuân Hải (2009) cũng tại Hà Nội, trong đó hàm lượng Cd tổng số trong đất trồng rau dao động từ 0.352 – 0.732 mg/kg; tác giả đã tiến hành xác định hàm lượng KLN ở dạng linh động và dạng tổng số và nhận thấy rằng KLN trong đất và trầm tích ở dạng linh động thấp hơn rất nhiều so với dạng tổng số [18].
So với nghiên cứu của của Anita Singh (2010) tại Ấn Độ, giá trị hàm lượng Cd (1.92 – 4.53 ) cao hơn rất nhiều so với kết quả của chúng tôi; trong nghiên cứu này tác giả đã tiến hành phân tích hai khu vực đất khác
nhau; kết quả cho thấy hàm lượng KLN trong đất sử dụng nước thải tưới tiêu cao hơn nhiều so với khu vực còn lại nhưng vẫn thấp hơn so với tiêu chuẩn tại Ấn Độ [44]; từ đó cho thấy ảnh hưởng của việc sử dụng nước thải để tưới tiêu đối với sự tích lũy KLN trong đất. Nghiên cứu khác tại Trung Quốc của S.Khan (2008) cho kết quả hàm lượng Cd trong đất thấp hơn so với nghiên cứu của Anita nhưng vẫn cao hơn nhiều so với kết quả của đề tài, hàm lượng Cd có giá trị 0.41 – 1.71 mg/kg và cao hơn rất nhiều so với mẫu đất đối chứng (0.01 mg/kg) [38].
Nghiên cứu của Zhan-Jun Xue (2012) tại Trung Quốc cũng cho kết quả phân tích hàm lượng Cd trong đất thấp hơn giới hạn của WHO, tuy nhiên giá trị Cd của nghiên cứu này (hàm lượng Cd 0.22 mg/kg) lại lớn hơn so với kết quả của chúng tôi; nguyên nhân là do trong vùng nghiên cứu này người dân sử dụng nước sông chịu ảnh hưởng của một khu công nghiệp gần đó để tưới tiêu [49]. Trong một nghiên cứu tại Pakistan của F.Akbar Jan (2010), hàm lượng Cd xác định được là 0.87 mg/kg, kết quả này cao hơn rất nhiều so với kết quả trong Bảng 3.1 và kết quả của nghiên cứu tại Trung Quốc nhưng có cùng nguyên nhân gây ô nhiễm là do người dân sử dụng nước thải khu công nghiệp để canh tác [36]. Từ những nghiên cứu trên càng kh ng định rằng ô nhiễm KLN trong nước tưới là nguyên nhân chủ yếu của tích lũy KLN trong đất nông nghiệp.
Tương tự, hàm lượng Cr trong tất cả các mẫu đất đều không vượt GB 15618:1995 (90 mg/kg) [50]. Hàm lượng Cr trong đất tại khu vực thu mẫu khá thấp, nằm trong khoảng từ 0.203 – 2.419 mg/kg và trung bình là 0.877 mg/kg. Trong đó, vị trí thu mẫu TS3 tại thôn Trung Sơn có hàm lượng Cr cao nhất và thấp nhất là tại vị trí VD4 thôn Vân Dương. Hàm lượng Cr trong nghiên cứu này thấp hơn rất nhiều so với nghiên cứu được tiến hành tại Hà Nội của Nguyễn Thị Lan Hương (2007), trong đó hàm lượng Cr trong đất
trồng rau trung bình là 175.6 mg/kg [22] hay của Lê Lan Anh (2010) tại cũng Hà Nội có hàm lượng Cr trong đất 77.47 – 86.3 mg/kg [2].
Mặc dù trong cùng một nghiên cứu nhưng hàm lượng Cr (1.65 mg/kg) trong đề tài của F.Akbar Jan lại khá thấp so với hàm lượng Cd trong cùng nghiên cứu, từ đó có thể nhận thấy trong thành phần nước thải được dùng để tưới tiêu có hàm lượng Cr thấp hơn nhiều so với Cd [36]. So với nghiên cứu của S.Khan (2008) tại Trung Quốc thì hàm lượng Cr của chúng tôi thấp hơn rất nhiều và thấp hơn so với cả mẫu đất đối chứng của S.Khan; cụ thể hàm lượng Cr trong khu vực nghiên cứu của S.Khan là 58.3 – 62.5 mg/kg và trong mẫu đất đối chứng là 17.9 – 21.9 mg/kg [38]. Giá trị hàm lượng Cr trong kết quả nghiên cứu của Anita cao hơn so với kết quả của đề tài và khá tương đồng với kết quả trong mẫu đất đối chứng của S.Khan là 17.92 – 21.18 [44].
Trong số ba KLN được nghiên cứu, Pb là kim loại có hàm lượng lớn nhất và đồng thời có khoảng giá trị lớn nhất. Theo kết quả từ Bảng 3.1, hàm lượng Pb cao nhất là tại vị trí thu mẫu VD2 7.946 mg/kg, thấp nhất là 0.348 mg/kg tại vị trí thu mẫu TS2 và cho giá trị trung bình là 4.617 mg/kg. Tuy cho kết quả cao nhất trong ba kim loại nhưng hàm lượng Pb vẫn thấp hơn QCVN 03:2008 (70 mg/kg) [12]. So sánh với nghiên cứu của Nguyễn Xuân Hải, hàm lượng Pb gấp khoảng 4 lần so với kết quả của chúng tôi, với giá trị hàm lượng Pb nằm trong khoảng 15.636 – 26.353 mg/kg [18]. Nghiên cứu của Phạm Ngọc Thụy (2012) cũng cho kết quả Pb khá cao với 12/29 mẫu đất được đánh giá là vượt quy chuẩn, trong đó tất cả vị trí có mẫu đất bị ô nhiễm Pb đều cho kết quả ô nhiễm nguồn nước tương ứng, tác giả cho rằng có mối tương quan giữa ô nhiễm Pb trong nước và trong đất [30].
Tương tự đối với Cd, nghiên cứu của Zhan-Jun Xue (2012) cho thấy giá trị hàm lượng Pb (hàm lượng Pb 25.46 mg/kg) tuy chưa vượt ngưỡng của WHO (30 mg/kg) nhưng cao hơn nhiều so với nghiên cứu của chúng tôi [49].
Hàm lượng Pb của đề tài thấp hơn so với nghiên cứu của Anita (2010), Ấn Độ là 14.26 – 24.1 ; tuy nhiên kết quả này vẫn thấp hơn so với tiêu chuẩn của Ấn Độ; tác giả đã giải thích rằng hàm lượng KLN trong đất thấp có thể là do sự hấp thụ liên tục của các loại cây trồng trên đó hoặc do sự lắng đọng xuống tấng thấp hơn của khu vực đất nghiên cứu [44]. Nghiên cứu của S.Khan cho kết quả hàm lượng Pb nằm trong khoảng 47.7 – 52.6 mg/kg, cao hơn rất nhiều so với kết quả của mẫu đất đối chứng 1.97 – 3.1 mg/kg; tác giả nhận định rằng sự phân bố KLN trong khu vực đất phụ thuộc vào vị trí mẫu đất và thời gian tưới tiêu [38].
Tiến hành so sánh kết quả hàm lượng KLN trong đất ở hai thôn cho thấy các giá trị khá tương đồng. So sánh các giá trị trung bình cho thấy, hàm lượng Pb (5.854 và 3.38 mg/kg) tại thôn Vân Dương cao hơn nhưng hàm lượng Cd (0.018 và 0.0202 mg/kg) và Cr (0.65 và 1.105 mg/kg) lại thấp hơn so với thôn Trung Sơn.
3.2. HÀM LƢỢNG KIM LOẠI NẶNG TRONG RAU MUỐNG
Ô nhiễm KLN trong thực phẩm nói chung và rau nói riêng có thể gây nên những hậu quả xấu đối với sức khỏe con người. KLN tích lũy trong các mô của cơ thể người và tốc độ tích lũy cao hơn nhiều so với tốc độ đào thải [27]. Do đó việc khảo sát hàm lượng KLN trong rau là rất cần thiết để đánh giá chất lượng rau và kịp thời tìm kiếm các giải pháp khắc phục ô nhiễm nếu có.
Các mẫu rau muống sau khi thu được tách lấy phần ngọn ăn được