Một số kết quả nghiên cứu về Cadimi trong đất, cây trồng và môi trường ở

CHƯƠNG I : TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.6. Tổng quan đất Việt Nam và một số nghiên cứu về Cadimi trong đất, cây trồng

1.6.2. Một số kết quả nghiên cứu về Cadimi trong đất, cây trồng và môi trường ở

trường ở Việt Nam

Ở Việt Nam vấn đề nghiên cứu về mơi trường đất nói riêng và mơi trường nói chung mới chỉ bắt đầu vào khoảng những năm 80 của thế kỷ 20, một trong những vấn đề nổi bật đối với môi trường đất là nguy cơ nhiễm bẩn của các KLN trong đó có nhiễm bẩn của Cd. Tuy nhiên những nghiên cứu về Cd cịn rất ít và hết sức mới mẻ, các nghiên cứu cho thấy hàm lượng Cd trong đất nơng nghiệp, đất rừng... nhìn chung vẫn cịn rất sạch, phần lớn các nghiên cứu cho thấy hàm lượng Cd trong đất đều nằm dưới ngưỡng quy chuẩn Việt Nam về chất lượng môi trường đất (QCVN 03- MT:2015/BTNMT).

Theo tác giả Phạm Quang Hà và các cộng sự, (2007), hàm lượng Cd trong các nhóm đất của Việt Nam rất biến động và ở từng vùng khác nhau, hàm lượng Cd trong đất cũng khác nhau. Cd có giá trị trung bình thấp nhất ở đất cát biển và cao nhất ở nhóm đất đỏ. Thậm chí, nhiều mẫu đất đỏ, nằm xa khu cơng nghiệp và ít bị tác động bởi các yếu tố ngoại cảnh có hàm lượng Cd cao hơn QCVN 03-MT:2015/BTNMT cho phép đối với đất sản xuất nông nghiệp, giá trị lớn nhất là 3,95 mgCd/kg đất.

Tại Vân Nội, vùng rau ngoại thành Hà Nội nhóm tác giả Nguyễn Xuân Hải, (2009) tiến hành lấy 07 mẫu, trong đó có 04 mẫu đất ruộng và 03 mẫu trầm tích ở các ruộng ngập nước và mương nước tưới. Kết quả phân tích hàm lượng Cd lên tới 3,260

mg/kg vượt quá tiêu chuẩn cho phép QCVN 03-MT:2015/BTNMT(1,5mg/kg) gấp 1,17 lần.

Kết quả phân tích cũng tìm thấy hàm lượng Cd trong 2 mẫu bùn Vĩnh Quỳnh, huyện Thanh Trì đều vượt tiêu chuẩn cho phép từ 1,2-1,7 lần. Như vậy đất và bùn trên địa bàn nghiên cứu đã có dấu hiệu cảnh báo ơ nhiễm Cd.

Một kết quả nghiên cứu về khả năng hút Cd từ đất có bón thêm bùn sơng đã ơ nhiễm của nhóm tác giả Hồ Thị Lam Trà và cộng sự, (1999) cho thấy: Cải bắp tích lũy Cd tăng dần theo % lượng bùn bón vào, với tỷ lệ bón 50% bùn, hàm lượng Cd trong rau tăng gấp 9 lần tiêu chuẩn cho phép và gấp 2 lần so với đối chứng khơng bón bùn cặn. Trong báo cáo này, nhóm tác giả kết luận, có thể dùng bắp cải làm tác nhân xử lý ô nhiễm Cd trong đất sản xuất nông nghiệp.

Tuy nhiên, việc sử dụng thực vật là các loài hoa để xử lý đất ô nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam còn rất ít. Theo Trần Kông Tấu và cộng sự (2005) đã tìm hiểu khả năng tích Cd và Zn của 9 loài cây cảnh phổ biến trên các đường phố Hà Nội (cúc susi, ngũ gia bì, tía tơ cảnh, thanh táo, dâm bụt, tai tượng, ngâu, trúc đào và thiên thanh) cho thấy: Các loại cây có hàm lượng tích lũy cao và có triển vọng cho mục đích xử lý đất ơ nhiễm kẽm là thiên thanh, tía tơ cảnh và thanh táo. Riêng cúc susi và ngũ gia bì là 2 loại cây có hàm lượng tích tụ cao và có triển vọng cho mục đích xử lý đất ô nhiễm cadimi và kẽm (nghiên cứu trên đất gây nhiễm gấp 1,5 lần Cd và 2,5 lần Zn so với QCVN 03-MT:2015/BTNMT. Song, cúc susi được chọn làm đối tượng nghiên cứu vì có tốc độ sinh trưởng nhanh, có màu sắc sặc sỡ dễ làm đẹp cảnh quan vì chỉ sau 20 ngày trồng hàm lượng Zn trong cây cúc susi là 475 mg/kg ở công thức bổ sung 500 mgZn/kg đất.

Kết quả nghiên cứu của đề tài cấp nhà nước KC08.04/06-010 “Nghiên cứu sử dụng thực vật để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng khai thác khoáng sản” (2011), cho thấy hai loài dương xỉ (Pteris vittsta và Pityogramma calomelanos) có khả năng hút một lượng lớn asen và chì. Cỏ vetiver, cỏ mần trầu (Eleusine indica) có thể sử dụng để cải tạo đất ô nhiễm Pb, Cd và Zn.

Võ Văn Minh (2007) nghiên cứu cỏ vetiver có khả năng sinh trưởng và phát triển tốt ở các nồng độ Cd 10 - 40 mg/kg và Cr 150 - 200 mg/kg. Hàm lượng Pb, Cd và Cr tích lũy trong rễ cao hơn thân và lá và tỷ lệ thuận với nồng độ các kim loại đó trong

đất và thời gian xử lý. Sau 70 ngày xử lý, hàm lượng các kim loại còn lại trong đất thấp hơn 46%, thấp nhất chỉ còn 27,74% so với ban đầu (ở nồng độ Pb 750 mg/kg) hay 28,9% (ở nồng độ Cd 40 mg/kg). Như vậy, có thể sử dụng cỏ vetiver để phục hồi các vùng đất bị ô nhiễm Pb, Cd và Cr ở Việt Nam.

Theo kết quả nghiên cứu của đề tài ACIAR, Viện Thổ nhưỡng Nơng hố (2005), hàm lượng Cd tích lũy trong đất ở 3 huyện Gia Lâm, Đông Anh và Từ Liêm rất khác nhau, thấp nhất ở huyện Đơng Anh có giá trị Cd trung bình đạt 0,07 mg/kg và cao nhất ở huyện Từ Liêm đạt giá trị trung bình là 0,2 mg/kg. Tuy nhiên so với quy chuẩn cho phép đều nằm trong ngưỡng an toàn đối với đất sản xuất nông nghiệp. Hàm lượng Cd trong rau khá đồng nhất ở các điểm nghiên cứu thuộc huyện Gia Lâm, khoảng giá trị dao động trong khoảng 0,036 – 0,195mg/kg rau khơ. Giá trị Cd trung bình trong rau thấp nhất đạt 0,067mg/kg rau khô nằm trong huyện Đông Anh, và giá trị cao nhất đạt 0,198 mg/kg rau khơ được tìm thấy ở hầu hết mẫu rau của huyện Từ Liêm. Khi nghiên cứu về hàm lượng KLN trong đất, nước khu vực ngoại thành Hà Nội, các tác giả cũng cho thấy: nước tưới có hàm lượng KLN nằm dưới ngưỡng bị nhiễm bẩn. Cd biến động trong khoảng 0,0001-0,0002mg/l.

Theo Lê Văn Khoa (2000) nghiên cứu, cho thấy: ở Việt Nam nhìn chung đất bị ô nhiễm KLN chưa phải là phổ biến, tuy nhiên sự ô nhiễm KLN cũng đã xuất hiện và mạng tính chất cục bộ trên những diện tích đất nhất định, do tác động của những chất thải độc hại. Theo Tạ Văn Cường (2009) ở đất phù sa khu vực ven Hà Nội và Hà Tây cũ cho thấy, hàm lượng Cd trong đất phần lớn đều nằm dưới ngưỡng QCVN 03- MT:2015/BTNMT cho phép đối với đất sản xuất nông nghiệp.

Theo báo cáo tổng hợp “Đánh giá các yếu tố chính ảnh hưởng đến độ an tồn thực phẩm vùng ngoại ơ thành phố Hà Nội và đề xuất các giải pháp đảm bảo an tồn thực phẩm”, Nguyễn Đình Mạnh (2004) cho thấy, đất ở khu vực Gia Lâm ít bị nhiễm bẩn KLN nhất, đất nông nghiệp khu vực Đông Anh bị nhiễm bẩn Cd, nguyên nhân có thể từ phân bón (vùng này sử dụng nhiều phân bón chứa Cd) các nguyên tố khác ở mức độ thấp, chưa ảnh hưởng đến sản xuất nông nghiệp. Khi phân tích và liên hệ các khu vực nghiên cứu với nhau các tác giả còn cho thấy đất Hà Nội bị ô nhiễm theo 3 khu vực: khu vực 1 bị ô nhiễm thuỷ ngân (Hg, Cd, Pb) bao gồm các điểm (Thanh Trì, Lĩnh Nam, Trần Phú, Yên Sở, Yên Mỹ). Khu vực 2 chủ yếu bị nhiễm bẩn Hg bao gồm

các điểm phía đơng đường 1A. Khu vực 3 bao gồm phía Bắc Thanh Trì xuống thị trấn Văn Điển, Vĩnh Quỳnh, Ngọc Hồi, đất bị nhiễm bẩn Cd và Pb.

Khi nghiên cứu mối quan hệ giữa KLN trong đất, nước tưới với rau theo phương trình hồi quy dạng:

Y = A0 + A1X1i + A2X2i + Ui

Trong đó: Yi hàm lượng KLN trong rau ppm X1i hàm lượng KLN trong đất

X2i hàm lượng KLN trong nước tưới

Qua phương trình hồi quy cho thấy, mặc dù hàm lượng Cd trong đất và nước đều có liên quan đến hàm lượng Cd tích luỹ trong rau, song lượng Cd trong đất và nước cũng chỉ giải thích được 14,86% nguyên nhân ảnh hưởng đến lượng Cd tích luỹ trong rau. Cịn lại khoảng 85% nguyên nhân gây tích luỹ Cd trong rau là do các yếu tố khác ngồi mơ hình như (phân bón, mơi trường khơng khí, thuốc BVTV…)

Kết quả phân tích cũng cho thấy, lượng Cd có trong đất có ảnh hưởng lớn nhất đến lượng Cd trong rau. Nếu như lượng Cd có trong đất là 2mg/kg đất khơ, với các yếu tố khác là khơng có thì cũng chỉ đủ cho rau được sản xuất bị ô nhiễm nặng Cd (ở mức 0,034mg/kg) với mức độ tin cậy là 90%. Cịn nếu trong nước tưới có hàm lượng Cd ở mức 0,017(cao hơn mức ơ nhiễm), thì mới đủ làm rau bị ô nhiễm Cd ở mức tin cậy là 99%. Khi nghiên cứu hàm lượng KLN trong rau kết quả cho thấy, ỏ các khu vực Đông Anh và Gia Lâm một số loại rau gia vị bị nhiễm bẩn nhẹ Cd. Khu vực Thanh Trì bị nhiễm bẩn Cd và một số nguyên tố như Pb, Hg, thậm chí có những mẫu rau có hàm lượng Cd vượt quá 5 lần tiêu chuẩn cho phép (Nguyễn Đình Mạnh, 2004).

Nghiên cứu của Nguyễn Thị An Hằng, (1998) cho thấy hàm lượng Cd trong các loại rau ở hai khu vực Văn Điển và khu công nghiệp Hanel (Hà nội) dao động từ 0,0007 - 0,0125ppm. So sánh với ngưỡng cho phép các kim loại nặng trong rau quả tươi theo WHO cho thấy hàm lượng Cd vẫn còn thấp hơn Tiêu chuẩn cho phép ở tất cả các loại rau.

Hiện tượng nhiễm bẩn kim loại nặng trong nước tưới, nước tiêu của ngành trồng trọt là rất phổ biến, nhất là ở khu vực ngoại ô của các thành phố lớn, một số nơi, vào một số thời điểm, nước sông Đuống, sông Cà Lồ, sông Nhuệ có nhiễm bẩn Cd. Nước sơng Tơ Lịch, đầm Vân Trì có nhiễm bẩn Cd, Pb (Báo cáo ánh giá các yếu tố

chính ảnh hưởng đến độ an tồn thực phẩm vùng ngoại ô thành phố Hà Nội và đề xuất các giải pháp đảm bảo an toàn thực phẩm, 2004).

Nghiên cứu của Nguyễn Bích Thu (1999) về dự báo khả năng lan truyền và tích luỹ Pb, Cr, Cd, Ni trong đất chịu ảnh hưởng của nước thải công nghiệp dệt tại Khu công nghiệp Nhơn Trạch, Đồng Nai cho thấy: ở thời điểm nghiên cứu của đề tài năm 1999, nếu so với Tiêu chuẩn Hà Lan thì hàm lượng Cr và Pb trong mẫu đất nghiên cứu chưa đạt ngưỡng gây độc, còn hàm lượng Cd và Ni hơi cao hơn nhưng nếu so với Tiêu chuẩn của Đài Loan thì cả 4 kim loại nặng này đều chưa tới ngưỡng gây độc.

Theo Bùi Cách Tuyến (2001). Hàm lượng Cd trong đất trồng rau tại huyện Bình Chánh và huyện Hóc Mơn (Thành phố Hồ Chí Minh) khoảng 29,49-104,00mg kg.

Tại các huyện ngoại thành thành phố Hà nội, hàm lượng Cd trong đất từ 0,006 - 3,629 ppm và tại huyện Từ Liêm và Thanh Trì, hàm lượng Cd trung bình là 0,16 - 0,36mg/kg (Hồ Thị Lam Trà và Kazuhico, 1999).

Theo Nguyễn Đình Mạnh (1999) khi nghiên cứu hàm lượng Cd và Pb trong rau vùng ven Hà Nội cho thấy: hàm lượng Cd trong bắp cải, cải xanh, cải bao có hàm lượng Cd từ 0,009-0,019ppm. Hàm lượng Cd trong một số loại rau ăn quả là 0,009- 0,014ppm; hàm lượng Cd trong một số loại rau ăn thân và ăn củ từ 0,009-0,014ppm và trong nhóm rau gia vị có hàm lượng Cd từ 0,009-0,028ppm. Kết quả nghiên cứu cho thấy ở nhóm rau gia vị đã có một số mẫu rau có hàm lượng Cd vượt q tiêu chuẩn an tồn (0,028ppm).

Trong mơi trường đất, tính di động của Cd phụ thuộc vào nhiều yếu tố trước hết là các tính chất hố lý đất: pH, loại đất, thành phần vật lý và các thành phần ơxít kim loại trong đất cũng như hàm lượng hữu cơ..., trong đó pH được coi là chỉ tiêu quan trọng nhất quyết định tính di động của Cd trong mơi trường đất. Ngồi ra, các tác nhân tự nhiên (gió, nước), sinh vật làm di chuyển vật chất từ đó cũng làm di chuyển Cd (Phạm Quang Hà và ctv, 2007).

Theo Phạm Quang Hà và cộng sự (2008), hàm lượng Cd trong các mẫu đất tại một số vùng trồng rau trọng điểm ở Hà Nội dao động từ 0,38 mg/kg đến 1,29mg/kg. Xét trung bình tại các mẫu quan sát được trong toàn tỉnh là 0,79mg/kg. So với QCVN- MT03:2015/BTNMT qui định ngưỡng an toàn trong đất của Cd là 1,5mg/kg, thì tại các điểm quan trắc có hàm lượng tương đối cao, có tới 1/3 tổng số mẫu có giá trị > 1mg Cd/kg đất.

Theo nghiên cứu của Tạ Văn Cường (2009), Bùi Thị Lan Hương và các cộng sự (2015), tại một số vùng trồng rau trọng điểm của Hà Nội (Đơng Anh, Thanh Trì, Mê Linh) và Vĩnh Phúc, kết quả cho thấy hàm lương Cd trong các mẫu đất đã kiểm tra dao động từ 0,01 đến 2,50 mg/kg. Dư lượng Cd thu từ các mẫu đất của ba huyện (Đơng Anh, Sóc Sơn và Từ Liêm) là thấp nhất và hồn tồn khơng có mẫu nào vượt ngưỡng tối đa cho phép so với QCVN 03-MT:2015/BTNMT đối với đất sản xuất nơng nghiệp(1,5mg/ kg). Trong khi đó, các đất thu từ (Gia Lâm, Long Biên, Thanh Trì, Hồng Mai) đã có những điểm hàm lượng Cd cao và vượt ngưỡng QCVN 03-MT:2015/BTNMT cho phép đối với đất sản xuất nông nghiệp. Đây là những vùng chịu tác động rất lớn bởi chất thải từ các khu công nghiệp và ảnh hưởng của nước sông Tô Lịch.

Giai đoạn 2011-2015, thối hóa đất ở nước ta có xu hướng tăng do các tác động tiêu cực của BĐKH và hoạt động phát triển kinh tế xã hội. Bên cạnh đó, ơ nhiễm đất cũng gia tăng từ hoạt động phát triển công nghiệp, sản xuất nông nghiệp, sinh hoạt, dịch vụ...do chất thải, nước thải chưa được xử lý và phân bón hóa học, hóa chất BVTV chưa được quản lý, kiểm soát, xả thải vào môi trường đất gây tích luỹ một số KLN (Cu, Pb, Cd, Hg…) trong đất. Bên cạnh đó ơ nhiễm đất bởi phân bón hóa học trong những năm gần đây có xu hướng tăng do việc gia tăng về liều lượng và tần suất sử dụng. Đất ở nhiều vùng nơng nghiệp có hàm lượng kim loại nặng vượt mức cho phép đối với đất nông nghiệp (Bộ Tài Nguyên và Môi trường, 2016).

Các khu vực chịu tác động của nước thải, chất thải làng nghề, đặc biệt làng nghề tái chế, chất lượng đất bị suy giảm. Các điều tra cho thấy, các mẫu đất bị tác động bởi hoạt động tái chế sắt của làng nghề tái chế Châu Khê- Bắc Ninh có hàm lượng kim loại nặng (Cu, Pb, Zn, Cd) trong đất nông nghiệp xấp xỉ hoặc vượt ngưỡng cho phép từ 1,2-1,4 lần so với QCVN 03:2008 đối với đất nông nghiệp (Hà Mạnh Thắng và nnk, 2015).

Ở Việt Nam nhiều nghiên cứu được thực hiện nhằm đánh giá khả năng sử dụng một số loại thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường. Tuy nhiên, việc triển khai ứng dụng cơng nghệ này cịn chưa được phổ biến. Một số thực vật có khả năng hút và tích luỹ tốt KLN (Cu, Zn, Pb, Cd) từ đất, nước như (Sậy, cỏ Vectiver, Bèo tây, Rau muống, rau ngổ, dừa nước) đã cho thấy nhiều tiềm năng và triển vọng trong việc ứng dụng công nghệ sinh học trong xử lý đất và nước bị ô nhiễm KLN (Anh B.T.K, D.D. Kim, N.T. Kien, N.N. Minh và N.Q. Trung, 2014).

Theo Chu Anh Đào (2016), nghiên cứu ứng dụng công nghệ sinh học trong xử lý nước thải cho thấy, cây sậy có khả năng sinh trưởng nhanh, sinh khối rất cao, chống

chịu tốt với nước thải ơ nhiễm, thích nghi tốt trong nhiều điều kiện môi trường, phù hợp với nhiều kiểu dịng chảy động và có khả năng đồng thời xử lý, hút các KLN (Mn, Cd, Zn, Pb, As) trong nước thải vì vậy có thể ứng dụng cây sậy để xử lý nguồn đất, nước thải bị ô nhiễm KLN với chi phí thấp, hiệu quả cao ở Việt Nam.