Độc học môi trường part 8 pptx

Xâm nhập KLN vào môi trường đất Hàm lượng KLN tổng số trong đất là kết quả của việc nhập lượng kim loại từ nhiều nguồn khác nhau: đá mẹ, sự lắng đọng khí quyển, phân bón, hóa chất nông

không được xử lý, lượng phóng thích chỉ 1,01 ppm Mn2+ Đường cong có điểm uốn tại nồng độ Mn2+= 20ppm và có dạng: y = –0.0102x3 + 0.3491x2 – 1.0636x + 1.7967

R2 = 0.9755

y = 0.1837e0.554x R2 = 0.9688

3 Đối với Zn 2+

* Với đất ruộng

– Diễn biến tương tự như đối với Mn, nồng độ xử lý thấp mức chênh lệch giữa KHHP và KNPT cao hơn khi xử lý ở nồng độ cao, lượng xử lý cao độ chênh lệch giữa chúng chỉ còn 1,5 lần Đường cong có điểm uốn tại nồng độ Zn2+=27ppm

Và có dạng: y = –0.0073x4 + 0.0855x3 – 0.3187x2 + 0.6114x + 0.3217

Zn2+, nó chỉ phóng thích 2,5 ppm Khi tăng nồng độ Zn trong dung dịch xử lý, lượng HP =2,68 ppm và HP/PT= 15,7 lần

– Biên độ biến động KNPT từ thấp đến cao nhất xấp xỉ 85 lần còn HP biên độ này chỉ là 2,5

– Cũng giống như các cation KLN khác, khi nồng độ xử lý càng cao thì tỷ lệ HP/PT càng giảm Đường cong có điểm uốn tại nồng độ

Zn2+ = 25ppm

và có dạng: y = 0.036e0.5636x

R2 = 0.9775

4 Đối với đồng

* Trên đất bùn đáy

– Khi lượng Cu trong dung dịch xử lý tăng lên, lượng Cu được chiết xuất tăng theo nhưng không tỷ lệ thuận Khi lượng cung cấp tăng 16 lần thì lượng HP chỉ tăng 2,37 lần

– Lượng Cu PT khá thấp, khi cung cấp tới 16 ppm thì lượng Cu

PT chỉ đạt 1,2 ppm Tỷ lệ HP/PT = 8 lần

Một điểm khá đặc biệt trong KNHP của Cu là khi mức xử lý

thấp (1 ppm) lượng HP chiếm đến 50% lượng xử lý; nhưng khi lượng xử lý tới 16 ppm, lượng HP chỉ còn 7,5% Nếu xét theo tỷ lệ Cu thêm vào và mức Cu HP diễn biến thể hiện theo chiều nghịch Đó là đặc trưng đường cong hấp phụ và phóng thích của Cu với bùn đáy Đường cong có điểm uốn tại nồng độ Cu2+ = 9ppm

* Trên đất ruộng

– Lượng Cu trong dung dịch xử lý càng cao lượng HP càng lớn Kết quả cho thấy khi bón 1ppm, lượng HP là 0,35 ppm; khi bón 16ppm, lượng HP là 1,48 ppm Nếu xét riêng lượng chiết xuất được so lượng Cu bón vào thì lượng bón tăng 16 lần lượng chiết xuất được tăng 5,5 lần Tỷ lệ giữa lượng HP/ XL giảm khi lượng XL tăng nhưng không tỷ lệ thuận Khi nồng độ xử lý (NĐXL) 1ppm, tỷ lệ này là 25% nhưng khi nồng độ xử lý 8 ppm tỷ lệ này chỉ còn 10,7% và khi (NĐXL) 16 ppm tỷ lệ này là 9,3% Đường cong có điểm uốn tại nồng độ Cu2+ = 29ppm

5 Với Cd 2+

Thời gian đầu quá trình hấp phụ xảy ra nhanh, khả năng hấp phụ giảm dần theo thời gian và có thể đạt tới trạng thái bão hoà (điểm uốn đường cong) sau 20 phút

Khoảng pH tối ưu cho quá trình hấp phụ theo đồ thị cho thấy khoảng từ 5,5 – 8,0 Đỉnh của đường cong này có thể không nằm ở điểm có pH = 7,3

Phương trình đường cong: y = 2.0544Ln(x) – 0.4825

R2 = 0.9965

6 Với Al 3+

* Trong dung dịch không có bùn đáy hay đất phù sa: Đường

cong có dạng hypebol mà điểm uốn tại pH = 4,1; Al3+ = 1500 ppm, đường tiệm cận dưới pH = 2,25, tiệm cận trên Al3+ = 0ppm; pH = 6,4

* Bùn đáy: Khả năng hấp phụ của bùn đáy đối với Al3+ xảy ra rất nhanh trong 5 – 10 phút đầu tiên và đi vào ổn định ở 20 phút Đường cong hấp phụ có điểm uốn tại:t=15 phút, nồng độ Al3+= 320ppm

Phương trình đường cong có dạng: y = –e–05x2 + 0.0005x + 0.024

R2 = 0.9721 Cau hỏi:

1 Tại sao trong môi trường mặn và phèn thì hoạt tính độc hại và khả năng tích lũy sinh học của Cd và Hg tăng lên nhiều lần ?

2 Tại sao Al không là chất dinh dưỡng vi lượng cho thực vật?

3 Tại sao những cây được trồng trên đất acid thì tỉ lệ tích lũy Cd là cao nhất ?

4 Có nên sử dụng bùn đáy như vật liệu trong công nghệ hấp phụ để loại bỏ kim loại nặng trong nước hay không ?

5 Tại sao những ion có hóa trị càng cao thì có cường độ trao đổi càng mạnh ?

6 Cơ chế quá trình hấp phụ của keo sét-mùn đối với kim loại nặng ?

7 Các thông số địa hóa môi trường ảnh hưởng đến sự tích lũy kim loại nặng trong trầm tích bùn đáy ?

8 Mối tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng và vật chất hữu cơ trong trầm tích sông rạch ?

9 Có thể dùng chất trợ hấp phụ gì để tăng khả năng hấp phụ của keo mùn đối với kim loại nặng ?

sét-10 Cơ chế và những yếu tố ảnh hưởng đến quá trình hút kim loại của cây trồng ? và Các biện pháp quản lý kim loại nặng trong đất ?

TÀI LIỆU THAM KHẢO CHÍNH

1 Lê Huy Bá, Những vấn đề đất phèn Nam Bộ, NXB TPHCM, 1982

2 Lê Huy Bá và cộng tác viên, Độc học môi trường, NXB ĐHQG

TPHCM, 2000

3 Lê Huy Bá và cộng tác viên: Biến động môi trường Đất – Nước – Rừng ngập mặn và nước ở Tây Ngọc Hiển, Cà Mau, Báo cáo đề

tài nghiên cứu khoa học tỉnh Cà Mau 1998 – 2000

4 Lê Huy Bá, Nguyễn Văn Đệ và cộng tác viên: Biến động và ảnh hưởng ô nhiễm kim loại nặng trong nước thải từ TPHCM lên môi trường đất, nước vùng hạ lưu Nhà Bè Báo cáo nghiên cứu đề tài

CHƯƠNG 4

ẢNH HƯỞNG CỦA KIM LOẠI NẶNG ĐẾN

QUÁ TRÌNH SINH TRƯỞNG CỦA THỰC VẬT

4.1 GIỚI THIỆU

Trong môi trường đất có hai nhóm độc chất đối với cây trồng,

đó là chất độc bản chất và chất độc không bản chất Nhóm (I) là

những ion thiết yếu cho sự sinh trưởng và phát triển của cây trồng,

nếu vượt quá một giới hạn nhất định nào đó thì chúng sẽ là các chất

độc Nhóm (II) không đóng góp vai trò như nhóm I, nếu ít chúng

không ảnh hưởng nhưng nhiều chúng sẽ gây độc cho cây trồng Tuy

nhiên hiện nay, hàm lượng của các ion kim loại (KLN) trong đất bao

nhiêu thì bắt đầu gây độc? Vẫn chưa có tài liệu nào nghiên cứu chi

tiết mà chỉ nói mức độ ảnh hưởng của chúng đối với cây trồng ở một

mức nào đó Để tìm ra giới hạn gây độc của các KLN trong môi

trường đất, trước tiên chúng ta phải xem xét ảnh hưởng của các KLN

này đến môi trường đất như thế nào Các đề tài nghiên cứu trước đây

chỉ tập trung vào nghiên cứu ảnh hưởng của các KLN trong môi

trường dinh dưỡng hay nuôi trồng trong cát có chứa các chất gây

nhiễm Đó là các nghiên cứu tương đối đơn giản, dễ khảo sát đồng

thời cũng cho biết được các KLN có ảnh hưởng như thế nào trong quá

trình sinh trưởng của thực vật Tuy nhiên, xét về khía cạnh thực tiễn

thì các khảo sát đó có những mặt hạn chế nhất định vì cây trồng

nông nghiệp không sống trong môi trường nước mà sống trong môi

trường đất – đây là một hệ thống phức tạp hơn nhiều, bởi vì những

tính chất của đất và các đặc trưng hóa học, lý học, sinh học biến đổi rất lớn giữa các hệ thống đất khác nhau Đất là một vật thể gồm chất rắn, chất lỏng (dung dịch đất) và chất khí Mối quan hệ giữa đất, không khí, nước ngầm, hệ sinh thái và con người là tương quan nhân quả mật thiết với nhau Bất cứ một sự thay đổi, biến động của một thành phần môi trường nào đó cũng kéo theo sự thay đổi/ảnh hưởng đến các thành phần môi trường khác Vì thế, việc nghiên cứu ảnh hưởng của các KLN đến quá trình sinh trưởng của một số cây trồng nông nghiệp cần phải được tiến hành Đối tượng được nghiên cứu là đất xám vì loại đất này có diện tích lớn nhất nước ta, tập trung rộng khắp trên cả nước và theo tác giả Phạm Quang Hà [9] thì đất xám ở nước ta là loại đất còn sạch nhất so với các nhóm đất khác như đất phù sa và đất đỏ Ngoài ra, các nghiên cứu của Foy và cộng sự (1978); Allinson và Dzialo (1981); Sheoran và cộng sự (1990); A Desaules, (1993) [40] đều cho biết Pb, Cd, Hg là những chất ô nhiễm chính do hoạt động của con người tạo nên

Cây lúa là cây lương thực chủ yếu ở nước ta Các khu vực sử dụng cho đất nông nghiệp hiện nay đang bị thu hẹp và bị các chất thải ô nhiễm trong nguồn nước tưới xâm nhập Cây rau muống lại là cây có khả năng tích lũy hàm lượng KLN rất cao [1] cả từ nguồn trong đất và trong không khí Theo nghiên cứu của John (1986) [7], rau cải xanh là một loại cây ăn lá nhưng lại có khả năng tích lũy Cd trong lá rất cao (lên đến 668 mg/kg trọng lượng lá khô) mà cây không có bất kỳ biểu hiện trúng độc nào Đây là một vấn đề rất đáng quan tâm vì các KLN sẽ theo dây chuyền thực phẩm tác động đến con người Chính vì các lý

do trên, trong chương này chúng tôi sẽ đề cập đến ảnh hưởng của một số kim loại nặng đến quá trình sinh trưởng của một số cây trồng nông nghiệp trên đất xám phù sa cổ miền Đông Nam Bộ

4.2 QUAN HỆ GIỮA KLN VÀ CÂY TRỒNG

4.2.1 Xâm nhập KLN vào môi trường đất

Hàm lượng KLN tổng số trong đất là kết quả của việc nhập lượng kim loại từ nhiều nguồn khác nhau: đá mẹ, sự lắng đọng khí quyển, phân bón, hóa chất nông nghiệp, các chất thải hữu cơ và các chất ô nhiễm vô cơ khác … Điều này được diễn tả bằng công thức sau:

Mtổng = (Mp + Ma + Mf + Mac + Mow + Mip) – (Mcr + Ml)

Trong đó:

ƒ M là kim loại nặng; p: vật liệu đá mẹ; a: sự lắng đọng khí quyển

ƒ f: phân bón; ac: hóa chất nông nghiệp; ow: các chất thải hữu cơ

ƒ ip: các chất ô nhiễm vô cơ khác; cr: sự hấp thụ KLN bởi cây trồng

ƒ l: KLN mất do rửa trôi

4.2.2 Khả năng lan truyền ô nhiễm của kim loại nặng (KLN)

Tổng lượng kim loại có trong đất không phản ánh được các nguyên tố được vận chuyển đến rễ, có khi nó chỉ là phần nhỏ cần thiết cho cây trồng (Xem hình 4.1A) Mặt khác, hàm lượng kim loại nặng trong dung dịch đất thấp hơn hàm lượng mà cây trồng hấp thụ, chính vì thế, một phần lớn các kim loại nặng có đặc tính sinh học được tồn tại ở pha rắn

Tùy vào mức độ linh động của chúng và dung dịch đất mà các kim loại nặng có thể tồn tại ở bốn dạng khác nhau (hình 4.1 B) Hai dạng tồn tại đầu, kim loại ở dạng ion và có sẵn trong dung dịch, dạng thứ ba, mặc dù tồn tại ở pha rắn nhưng có thể đi vào dung dịch khi cần thiết và trở nên có sẵn khi cây trồng cần Ở dạng thứ 4, kim loại

bị liên kết chặt với các hợp chất vô cơ hoặc hữu cơ khác và không có sẵn cho cây Sự hấp thu hay tích lũy kim loại nặng cây trồng bị ảnh hưởng bởi rất nhiều thông số đất như: pH, Eh, hàm lượng chất hữu

cơ, cân bằng dinh dưỡng, nồng độ của các kim loại nặng khác trong đất cũng như độ ẩm và nhiệt độ [34]

Độ linh động

Hình 4.1 Mô hình trạng thái các KLN trong môi trường đất

4.2.3 Quá trình hấp thụ kim loại nặng của thực vật

Các nguyên tố trong dung dịch đất được chuyển từ các lỗ khí trong đất tới bề mặt rễ cây bằng hai con đường chính: sự khuếch tán và dòng chảy khối (Barber và cộng sự, 1963; Nye và Tinker, 1977) [30], [44] Sự khuếch tán xảy ra nhằm chống lại sự gia tăng gradien nồng độ bình thường đối với rễ cây bằng cách: hấp thụ các kim loại nặng trong dung dịch đất tại bề mặt tiếp giáp rễ cây – đất Dòng chảy khối được tạo ra do sự di chuyển của dung dịch đất tới bề mặt rễ cây như là kết quả của quá trình thở của lá Cả hai quá trình này xảy

ra không đồng đều nhưng theo các tốc độ khác nhau tùy thuộc vào nồng độ dung dịch đất Ngoại trừ trong trường hợp đất bị ô nhiễm nặng thì dung dịch đất có thể chứa nồng độ cao các nguyên tố độc chất (Barber, 1994; Morel, 1985) [31], [43] Trong những loại đất khác (ví dụ: đất bị ô nhiễm, đất acid, đất đầm lầy), một lượng dư nồng độ KLN trong dung dịch được lan truyền theo dòng chảy khối và chúng có khả năng tích lũy tại bề mặt tiếp xúc rễ cây – đất (xem sơ đồ)

Tổng lượng kim loại

Nguồn kim loại có sẵn Nguồn KL không có sẵn

Quá trình xâm nhập KLN vào trong cây trải qua bốn giai đoạn sau:

KLN đi vào vùng tự do của rễ cây

Sự di chuyển của các ion kim loại không bị giới hạn tại bề mặt rễ cây Vùng màng của các tế bào có khả năng dễ dàng cho dung dịch xâm nhập (vùng tự do), tại đây các ion dương có thể khuếch tán tự do (khu vực nước di chuyển tự do) hoặc bị bẫy vào những tế bào mang điện âm, ví dụ trên màng có gắn nhóm cacboxylic của các đơn vị polygalacturonic (Marschner, 1986)[41], ion kim loại có khả năng tích lũy trong khu vực tự do của rẽ cây của rễ cây, một số bị bám dính chặt vào mặt tế bào rễ Chúng liên kết mạnh với các nhóm axit cacboxylic theo thứ tự Pb > Cu > Cd > Zn (Morel và cộng sự, 1985)[43], sự liên kết này đóng một vai trò quan trọng đối với sự tích lũy các kim loại nặng trong rễ cây và gia tăng lượng hấp thu liên tục của kim loại nặng vào tế bào rễ Kim loại được vận chuyển vào khối hình cầu thân rễ (rhizosphere) – vùng rộng khoảng 1–2 mm giữa rễ và đất xung quanh Mycorrhizae là nấm cộng sinh làm gia tăng một cách hiệu quả khu vực hấp thu của rễ và có thể trợ giúp việc nhập lượng các ion dinh dưỡng như orthophosphate và các nguyên tố vi lượng Cơ chế hấp thụ có thể biến đổi với các ion khác nhau, nhưng những ion được hấp thu vào trong rễ bởi cùng một cơ chế sẽ cạnh tranh với nhau (ví dụ: sự hấp thu của Zn được hạn chế bởi Cu và H+nhưng không bị hạn chế bởi sắt và mangan)

Kim loại nặng (KLN) ở trong tế bào của rễ

Các KLN, bị hấp thu trong tế bào, có thể bị mất tính linh động hay tính độc trong tế bào chất, thông qua quá trình kết hợp tạo phức với các phân tử hữu cơ (acid vô cơ, aminoacid, phytochelation) (Stefens, 1990; Rauser, 1990; Verkleij và Sehat, 1989) hoặc bị sa lắng xuống các khu vực giàu electron (electron–dense granules) Phức chất tạo bởi các phân tử hợp chất hữu cơ là cơ sở chiếm ưu thế có liên quan đến các KLN trong tế bào chất (ví dụ: Cd, Co, Fe, Mn và Zn) (Weigel và Jager, 1980) cho biết, KLN cũng có thể được chuyển vào trạng thái tự do hoặc trong trạng thái phức chất, đây là dạng làm

Vận chuyển KLN đến các mầm chồi

Các kim loại ở trong tế bào chất có thể được chuyển từ tế bào

này sang tế bào khác thông qua con đường tổng hợp sẽ đi vào mao dẫn rễ và đưa tới các mầm non Sự di chuyển của các dung dịch trong mao dẫn rễ là nguyên nhân gây ra các dòng thở (sự di chuyển khối–dòng chảy khối) Các cation tự do có thể phản ứng với các nhóm mang điện âm của thành tế bào mao dẫn rễ, đây chính là lý do cản trở sự vận chuyển của kim loại nặng hay làm quá trình trao đổi bị chậm lại Ngoài ra, các nhóm tạo phức với kim loại tự do như các acid hữu cơ, aminoacid trong mao dẫn rễ sẽ làm giảm mức độ linh động của KLN và cho phép chúng chuyển vào các mầm non Sự xuất hiện của các màng điện trái dấu với kim loại góp phần đẩy nhanh quá trình đưa độc chất kim loại vào mầm non

Tích lũy KLN trong các bộ phận cây

Với sự góp mặt của kim loại trong cây làm biến đổi dị hóa các yếu tố gen (Cataldo và cộng sự, 1981: Sheppard và cộng sự, 1992) và làm mất tính linh động của kim loại trong rễ Kim loại nặng tích lũy trong rễ chiếm 80–90% tổng lượng kim loại hấp thu (Javis và cộng sự, 1976) Hầu hết các kim loại được tích lũy trong rễ cây đều ở trong không gian bào và được liên kết vào các hợp chất pectin và protein của thành tế bào Ngoài ra, một số loài cây có khả năng tích lũy ở phần phía trên của cây (ví dụ: thuốc lá, ≥ 80% Cd trong lá) (Mench và cộng sự 1989)

Hình 4.2 Phân bố hàm lượng KLN trong các bộ phận cây

4.2.4 Ảnh hưởng của KLN đến thực vật

Việc các ion kim loại đóng vai trò quan trọng về sinh học trái ngược với các quan niệm cổ điển cho rằng hóa vô cơ là hóa học không có sự sống, và sự sống sẽ không tồn tại nếu không có hóa hữu cơ và hóa sinh Nghiên cứu gần đây cho thấy một cách nhìn rộng hơn: không có sự sống nào có thể tồn tại và phát triển được nếu không có sự tham gia của ion kim loại, và hóa vô cơ cũng có vai trò như hóa hữu cơ đối với sự sống Do trước đây các nhà hóa học vô cơ thiếu quan tâm đến sự sống của sinh vật, nên có sự nhìn nhận hoàn toàn sai lệch về lĩnh vực hóa học của sự sống

Các cuộc nghiên cứu liên quan đến độc tính của các kim loại nặng đã đi đến quan điểm chung là việc cung cấp không đủ các nguyên tố thiết yếu sẽ dẫn đến tình trạng thiếu hụt, việc cung cấp vừa đủ là tốt nhất còn cung cấp quá thừa sẽ gây ra độc hại và sau cùng là gây chết

a Ảnh hưởng có lợi

Các kim loại nặng đuợc xem như là một nguyên tố vi lượng thiết yếu cho sự phát triển bình thường của cây trồng hoặc động vật Người

ta biết được 1/3 trong tổng số enzyme có chứa kim loại trong đó có sự tham gia của kim loại nặng Cu, Zn, Pb, Hg, As, Cr Các kim loại nặng được sử dụng như một loại phân vi lượng để bón cho cây trồng ở một lượng nhỏ vừa phải thì không những năng suất cây trồng tăng rõ rệt mà phẩm chất các sản phẩm nông nghiệp cũng được cải thiện, đồng thời khắc phục được nhiều loại bệnh của cây trồng và gia súc như bệnh: thối củ cải đường, nhũn củ khoai tây, nhũn xương trâu bò, v.v……

Ngoài ra, các kim loại nặng này còn là tác nhân hoạt hóa không đặc thù của hàng loạt enzym đã làm tăng hoạt tính xúc tác của mỗi thành phần đó lên gấp bội Chẳng hạn hoạt tính oxy hóa khử của các hợp chất đồng tăng gấp hàng nghìn lần thậm chí gấp hàng vạn lần Cu ở trạng thái tự do trong mọi khâu của quá trình trao đổi nitơ nhân tố chính cho sự sinh trưởng của cây trồng

b Tác động có hại của KLN đối với cây trồng

Các kim loại độc hại có thể tồn tại trong đất ở nhiều dạng khác nhau, hấp phụ, liên kết với các hợp chất vô cơ, hữu cơ hoặc tạo thành các chất phức hợp Nhiều nguyên tố kim loại nặng có ý nghĩa quan trọng trong đời sống của sinh vật và được biết là nguyên tố vi lượng Nó có tác dụng sâu sắc và nhiều mặt đối với quá trình quang hợp, điều hoà sinh trưởng Ngoài ra, nó còn ảnh hưởng mạnh đến quá trình hấp thu nước, thoát hơi nước và vận chuyển nước trong cây Các chất độc thường tập trung nhiều ở rễ

c Tương tác ô nhiễm KLN trong hệ thống đất – cây trồng

Hệ thống đất – cây trồng là một hệ thống mở, đối tượng chính là các yếu tố đầu vào như các chất gây ô nhiễm, phân bón, thuốc trừ sâu và các tàn dư thực vật có tích lũy KLN sau thu hoạch Ảnh hưởng của các kim loại nặng đến quá trình cố định nitơ sinh học còn chưa được nghiên cứu nhiều Rother và cộng sự (1982)[14] đã cho thấy, Cd,

Pb, Zn có ảnh hưởng đến hoạt động của enzyme nitrozenaza trong quá trình cố định nitơ sinh học Một số tác giả khác [38], [39], [40] cho rằng các kim loại nặng có ảnh hưởng trước hết đối với các thực vật bậc cao như gây bệnh đốm lá làm giảm hoạt động của diệp lục và

giảm các sản phẩm quang hợp Cuối cùng nó có ảnh hưởng đến quá

trình cố định nitơ sinh học Việc xây dựng ngưỡng độc hại đối với các kim loại nặng là rất khó khăn, tùy thuộc vào mục đích sử dụng đất

d Cơ chế gây độc của KLN trong môi trường đất

Độc chất từ môi trường xâm nhập vào cơ thể thực vật qua sự hấp thu của rễ khi lấy chất dinh dưỡng nuôi cây Giai đoạn đầu cây hấp thu, trao đổi chủ động đến khi cây cảm nhận ra chất độc, có phản ứng bằng cách hạn chế sự hấp thu Giai đoạn kế tiếp, chất độc

xâm nhập, phá vỡ màng tế bào đi vào các cơ quan và dòng nhựa trong cây lên thân, lá – giai đoạn này cây hấp thụ bị động Cũng có thể là sự xâm nhập đơn thuần từ nồng độ cao trong dung dịch nuôi trồng vào cơ thể thực vật Cơ quan quan trọng nhất hấp thu, tiếp xúc với các độc chất là hệ rễ Khi rễ phát triển và hoạt động thì khảo sát ảnh hưởng độc chất mới có ý nghĩa

Cây non được trồng trong môi trường bất lợi sẽ kém phát triển, hạn chế khả năng sinh trưởng Nếu môi trường sống có nồng độ tác nhân cao vượt quá ngưỡng chống chịu của cây, cây sẽ chết Nếu môi trường sống có tính tích lũy độc chất dần dần từ thấp đến cao thì gây biến động sinh lý cơ thể để thích nghi với điều kiện biến động cơ thể theo chiều hướng sau:

¾ Rễ cây ít phát triển hoặc phát triển theo hướng khác ít chịu ảnh hưởng bởi độc chất;

¾ Tăng cường khả năng chống chịu như tiết các acid, hóa chất trung hoà độc chất;

¾ Tích lũy độc tố ở một bộ phận riêng biệt trong cơ thể để nuôi các bộ phận khác Như tích lũy Al, Fe ở rễ cây vùng đất phèn, tích độc trong vùng mô thân, vỏ…;

¾ Có khuynh hướng đào thải ra ngoài qua một con đường riêng biệt; hoặc

¾ Gây chết một số vùng phát triển ở lá, ngọn để hạn chế nhu cầu dinh dưỡng khi cây hút vào nguyên tố độc

Các nguyên tố kim loại nặng thuộc nhóm vi lượng khi ở nồng độ thấp, vừa phải thì có tác dụng kích thích sự sinh trưởng và phát triển của thực vật Tuy nhiên, một khi nó tồn tại ở nồng độ thấp hơn “nhu cầu sinh lý” hoặc cao hơn “ngưỡng chịu độc” đều có ảnh hưởng lên sự sinh trưởng và phát triển của cây

4.3 HIỆN TRẠNG Ô NHIỄM KLN TRONG ĐẤT Ở VIỆT NAM 4.3.1 Giới thiệu

Công nghiệp hóa càng tăng thì việc thải ra càng nhiều các độc chất kim loại nặng là tất yếu Các kim loại này ảnh hưởng lớn đến

hệ môi trường sinh thái nói chung, môi trường đất, hệ sinh thái động thực vật, và con người nói riêng Nghiên cứu của Phạm Quang Hà (2001) về hàm lượng Cd trong một số loại đất ở Việt Nam cho thấy, hàm lượng Cd trong đất xám dao động trong khoảng 0,01 – 1,55ppm với mức dao động là 29% trong khi đối với đất phù sa chỉ có 12% Nhìn chung, hàm lượng Cd trong đất xám là thấp nhất, trung bình khoảng 0,47ppm, tiếp theo là đất phù sa 0,82 ppm và cao nhất là đất đỏ 1,24 ppm So với tiêu chuẩn chất lượng nền môi trường đất nông nghiệp ở Canada là 1,4 mg/kg đất thì về cơ bản, đất nông nghiệp nước

ta còn sạch, đặc biệt là trong nhóm đất xám và đất phù sa Ngược lại, hàm lượng Cd trong các mẫu bùn lại rất cao (đạt giá trị lớn nhất là 60,30 ppm) tại ao giữa thôn có ngành nghề truyền thống là đúc đồng, nhôm

4.3.2 Kim loại nặng trong đâùt, nước, bùn đáy lưu vực

sông Sài Gòn – Đồng Nai

Lưu vực sông Sài Gòn – Đồng Nai có tổng diện tích trên 45.000

km2 bao phủ toàn bộ địa chính của các tỉnh: Lâm Đồng, Bình Phước, Bình Dương, Tây Ninh, Đồng Nai, TPHCM, Bà Rịa–Vũng Tàu và một phần địa giới Đắk Lắk, Ninh Thuận, Bình Thuận và Long An (gồm

11 tỉnh và Thành phố liên quan) Lưu vực này còn có nhiều nhánh sông đổ nước vào sông Đồng Nai trước khi ra biển như sông La Ngà, sông Bé, sông Sài Gòn và sông Vàm Cỏ

Nguyễn Ngọc Quỳnh trong luận án TS của mình (GS TSKH Lê Huy Bá và TS Nguyễn Đăng Nghĩa hướng dẫn) đã tiến hành điều tra khảo sát và đánh giá mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nước mặt và bùn lắng của hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai tại 10 thủy trực, phân bố đều trên hai nhánh sông Sài Gòn và Đồng Nai, gồm bốn thời điểm lấy mẫu theo hai mùa (mưa và khô) Kết quả trình bày trên các hình 4.3 và 4.4

Các mẫu nước được lấy vào hai thời điểm triều đối lập trong ngày: triều lên (W–L) và triều xuống (W–R) ngay tại giữa dòng Các mẫu bùn được lấy ở ba vị trí khác nhau trên một thủy trực: phía bờ trái (S–A), giữa dòng (S–B), phía bờ phải (S–C) và chỉ lấy mẫu vào thời điểm triều xuống

Các thủy trực 1 đến thủy trực 5 là thứ tự các điểm quan trắc thuộc tuyến sông Sài Gòn tính từ thượng lưu về Thành phố Các thủy trực 6 đến thủy trực 9 là các điểm quan trắc thuộc tuyến sông Đồng Nai tính từ thượng lưu về Thành phố

Thủy trực 10 là điểm hợp lưu giữa ba nhánh sông lớn: sông Sài Gòn, sông Đồng Nai và sông Nhà Bè

ƒ Thủy trực 2 (gần cầu Ông Cộ): nằm trên sông Thị Tính ở gần

vị trí hợp lưu giữa sông Thị Tính và sông Sài Gòn, cách chân cầu khoảng 100m về phía hạ lưu

ƒ Thủy trực 3 (Thủ Dầu Một): nằm trên sông Sài Gòn, cách chân cầu Phú Cường khoảng 500m về phía hạ lưu, gần nhà hàng nổi đối diện Tỉnh Ủy Bình Dương

ƒ Thủy trực 4 (Bình Quới – Thanh Đa): nằm ở bến đò Bình Quới, gần khu Saigon Water Park

ƒ Thủy trực 5 (Gần cầu Tân Thuận): nằm gần ngã 3 kinh Đôi – sông Sài Gòn, cách cầu Tân Thuận khoảng 50m

ƒ Thủy trực 6 (Referecen B): nằm ở thượng nguồn sông Đồng Nai, cách thác Trị An khoảng 8km về phía hạ lưu, cách cầu Chùm Bao khoảng 80m về phía hạ lưu, địa danh bờ phải là Thái An

ƒ Thủy trực 7 (Cầu Hóa An): nằm cách chân cầu Hóa An khoảng 400m về phía hạ lưu

ƒ Thủy trực 8 (Cầu Đồng Nai): nằm cách chân cầu Đồng Nai khoảng 400 – 800m về phía thượng nguồn

ƒ Thủy trực 9 (Vàm nước lạnh): nằm tại ngã 3 sông Buông và

sông Đồng Nai

ƒ Thủy trực 10 (Mũi Đèn đỏ): nằm tại đoạn cuối cùng của sông Sài Gòn trước khi hợp với sông Đồng Nai

4.3.2.1 Phân bố và ảnh hưởng của kim loại nặng trong

nước mặt

Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự đã tiến hành 4 đợt lấy mẫu và phân tích 6 chỉ tiêu kim loại nặng (Cu, Zn, Pb, Ni, Cr, Cd) trong nước

mặt Hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai Kết quả cho ta những nhìn nhận khởi đầu như sau: mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai nhìn chung chưa cao Nồng độ các chỉ tiêu kim loại nặng trong nước sông đa số còn khá thấp (chỉ

ở mức ppb) hoặc không phát hiện được Trong số các chỉ tiêu được tiến hành phân tích, chỉ có Zn là kim loại được phát hiện nhiều nhất trong các đợt lấy mẫu ở tất cả mọi thủy trực, tuy nhiên các nồng độ phát hiện được vẫn còn ở mức độ an toàn cao so với Tiêu chuẩn Việt Nam (TCVN 5942 – 1995) qui định là 1mg Zn/lít đối với nguồn nước mặt loại A Cd và Pb là hai kim loại không phát hiện được trong tất cả các mẫu phân tích Cu, Cr và Ni chỉ phát hiện cục bộ tại một số thủy trực trên hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai

Hàm lượng Đồng (Cu) trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai chỉ phát hiện được 16/80 mẫu phân tích (8 mẫu nước lớn và

8 mẫu nước ròng), tập trung chủ yếu ở thủy trực W–8 (7/8 số mẫu được phân tích), thủy trực W–3 (4/8 số mẫu được phân tích), thủy trực W–5 (3/8 số mẫu phân tích); các thủy trực W–4 và W–7 chỉ phát hiện được 1 lần, còn lại các thủy trực khác đều không phát hiện được Nồng độ Cu phát hiện được trong các mẫu phân tích không có sự dao động lớn cả về thời gian lẫn không gian, nằm trong khoảng 19,874μg/l (ở thủy trực W–3 lúc nước ròng vào thời điểm mùa khô 1997) đến 29,486μg/l (ở thủy trực W–5 lúc nước lớn vào thời điểm mùa mưa 1997), nói chung còn ở mức khá an toàn đối với tiêu chuẩn nguồn nước mặt loại A (< 0,1mg/l)

Hàm lượng kẽm (Zn) trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai phát hiện được ở tất cả 10 thủy trực lấy mẫu trong cả 4 đợt quan trắc Hàm lượng Zn cực đại phát hiện được là 143,394μg/l tại thủy trực W–5 lúc nước lớn và nhỏ nhất phát hiện được là 61,806μg/l tại thủy trực W–4 lúc nước lớn Nhìn chung mức độ ô nhiễm Zn trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai chưa cao, còn ở mức khá

an toàn so với tiêu chuẩn nguồn nước mặt loại A (< 1mg/l) Diễn biến hàm lượng Zn trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai được thể hiện trên hình 4.3

Hình 4.3 Diễn biến nồng độ Zn trong nước sông Sài Gòn – Đồng Nai

Hàm lượng chì (Pb) trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai hầu như không phát hiện được tại tất cả các thủy trực quan trắc trong suốt 4 đợt lấy mẫu Tuy nhiên, cũng cần lưu ý rằng, giới hạn định lượng trong các phép đo hàm lượng chì khá cao (xấp xỉ 100μg/l) nên các kết quả đo đều không phát hiện được mặc dầu nồng độ của chúng trong một số mẫu đo (ở thủy trực W–5 gần cầu Tân Thuận và thủy trực W–8 gần cầu Đồng Nai) đã xấp xỉ tiêu chuẩn giới hạn cho phép đối với nguồn nước loại A (50μg/l) Các kết quả này cần được tiếp tục theo dõi kỹ hơn trong các đợt quan trắc sắp tới

Hàm lượng niken (Ni) chỉ phát hiện được khá ít trong số các mẫu phân tích (9/80 mẫu), tập trung chủ yếu ở các thủy trực W–5 và W–8 Hàm lượng Ni phát hiện được ở mức 32,840μg/l đến 39,028μg/l, không có sự dao động đáng kể giữa các đợt quan trắc và nhìn chung còn ở mức an toàn so với tiêu chuẩn nguồn nước mặt loại A (<0,1mg/l)

Hàm lượng crôm (Cr) chưa được phát hiện tại các thủy trực đầu nguồn của hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai (W–1, W–2 và W–6) nhưng đã phát hiện khá thường xuyên tại các thủy trực “nhạy cảm về

ô nhiễm” (W–5 và W–8 và lân cận) Hàm lượng Cr tại các thủy trực

Sông Sài Gòn sôngCửa Sông Đồng Nai

này khi nước lớn dao động từ 18,482μg/l (W–9) đến 31,401μg/l (W–7) và khi nước ròng dao động từ 24,617μg/l (W–7) đến 36,884μg/l (W–8), nói chung không có sự chênh lệch nhiều và chưa vượt tiêu chuẩn giới hạn cho phép đối với nguồn nước mặt loại A (< 50μg/l) Hàm lượng cadmium (Cd) trong nước mặt hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai hầu như không phát hiện được

4.3.2.2 Phân bố và ảnh hưởng của kim loại nặng trong

bùn đáy

Kết quả của bốn đợt quan trắc hàm lượng kim loại nặng trong bùn lắng hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai được minh họa trên đồ thị (Hình 4 3 và Hình 4.4) cho thấy hàm lượng các kim loại nặng như Cu, Pb, Cr, Ni, Cd trong bùn lắng nhìn chung không có sự dao động đáng kể giữa 10 thủy trực lấy mẫu phân bố đều khắp hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai, ở mức từ 10 – 50μg/g, ngoại trừ có sự tăng vọt của hàm lượng Ni ở thủy trực đầu nguồn sông Đồng Nai (S–6) với hàm lượng phát hiện được trong khoảng 70 – 95μg/g Riêng với chỉ tiêu Zn, nồng độ phát hiện được khá cao tại các điểm thu mẫu nằm gần các khu công nghiệp tập trung và trung tâm đô thị Qui luật diễn biến khá rõ, ở phía thượng nguồn hai nhánh sông Sài Gòn và Đồng Nai, hàm lượng kim loại nặng trong bùn lắng tương đối thấp, càng xuống phía hạ lưu hàm lượng kim loại nặng càng tăng và đạt giá trị lớn nhất tại chân cầu Đồng Nai và cầu Tân Thuận Tuy nhiên sau đó lại giảm xuống đến nơi hợp lưu giữa hai sông (Mũi Đèn đỏ) Qui luật diễn biến này cho phép chúng ta khẳng định nguyên nhân chính gây

ô nhiễm kim loại nặng trong bùn lắng là do các hoạt động sản xuất công nghiệp trong vùng tạo ra Sự chênh lệch rất lớn giữa hàm lượng kim loại nặng trong mẫu nước và mẫu bùn tại mỗi điểm khảo sát có thể là do sự lắng đọng và tích tụ nhiều năm của các kim loại có trong nước sông Ngoài ra, do các kim loại nặng này tương đối dễ lắng nên càng gần nguồn thải hàm lượng của chúng càng cao Mặc dù hiện nay chúng ta chưa có tiêu chuẩn quy định về hàm lượng kim loại nặng trong bùn lắng Tuy nhiên, nếu so sánh với tiêu chuẩn môi trường của một số nước châu Âu thì hàm lượng của Zn, Pb và Cr trong một số mẫu bùn lắng đã vượt tiêu chuẩn cho phép Khả năng tích tụ kim loại

nặng có trong bùn vào các sinh vật nước phụ thuộc vào tính chất hóa học ở môi trường nước và sự phân bổ giữa dạng hạt và dạng hòa tan Cần phải có những nghiên cứu sâu hơn để đánh giá ảnh hưởng của kim loại nặng trong nước và bùn lắng đối với tôm, cá và một số loại rau trồng dưới nước

Nếu so sánh với chất lượng bùn lắng của các kênh rạch nội thành Thành phố Hồ Chí Minh (bảng 4.1) thì mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong bùn lắng sông Sài Gòn – Đồng Nai còn thấp hơn rất nhiều so với tiêu chuẩn cho phép Mặc dù vậy, các kết quả nghiên cứu bước đầu cũng đã cho thấy dấu hiệu ô nhiễm kim loại nặng trong hệ thống sông này đang đe dọa sự an toàn môi trường thông qua chuỗi thức ăn sinh học và các hệ sinh thái tự nhiên Cần phải có những nghiên cứu tiếp theo về thử độc tố đối với một số loài và một số cây trồng chủ yếu để có những đánh giá đầy đủ hơn, làm cơ sở cho những biện pháp đề xuất ngăn chặn ô nhiễm độc tố trong hệ thống sông quan trọng này

Hình 4.4 Nồng độ trung bình của các chỉ tiêu kim loại nặng trong bùn lắng hệ

thống sông Sài Gòn - Đồng Nai

Cửa sông

Bảng 4.1 Hàm lượng một số kim loại nặng trong bùn lắng ở kênh

Cầu Bông và kênh Ụ Cây Thành phố Hồ Chí Minh

420 ± 5

< 100

900 ± 25 – Kênh Ụ Cây:

- Mùa mưa

- Mùa khô

137 ± 5 –

430 ± 30

130

975 ± 20 –

(Nguồn: Chương trình hợp tác giữa Ủy ban Môi trường Thành phố Hồ Chí Minh và Đại học Bách khoa Liên bang Lausanne (EPFL) – Thụy Sỹ – Giai đoạn 1994 – 1995.)

4.3.2.3 Ô nhiễm kim loại nặng trong bùn và đất

Lê Huy Bá, Nguyễn Tứ, Lê Thọ, Nguyễn Văn Đệ (2000) đã nghiên cứu nồng độ các kim loại nặng trong môi trường đất và tác động của nó đến một số thực vật (cây lúa, cây rau muống), động vật (giun đất, trai, tôm càng) và sự tích lũy các độc tố kim loại Cu, Fe, Al,

Mn, Cd, Zn, Hg, … từ nước thải vào trong cơ thể tại vùng hạ lưu Nhà Bè Kết quả ghi nhận như sau:

Bảng 4.2 Nồng độ tổng số kim loại nặng và sự thay đổi kim loại

nặng trong bùn và đất

Vị trí Độ Axit

(%)

Cu mg/

100g

Zn mg/

100g

Fe mg/

100g

Al mg/

100g

Axit (%)

Cu mg/

100g

Zn mg/

100g

Fe mg/

100g

Al mg/ 100g

Bảng trên cho thấy mặc dù nồng độ của các kim loại nặng không cao nhưng nồng độ của các kim loại nặng trao đổi thì lại cao Nghĩa là, ô nhiễm kim loại nặng chủ yếu gây ra bởi sự hấp thụ trao đổi giữa cation kim loại nặng và hợp chất hữu cơ hay các hydroxyt trong đất

Tuy nhiên, nếu so sánh giữa hai dạng hấp phụ kim loại nặng trong axit mùn humic và axit fulvic ta vẫn thấy dung lượng hấp phụ vẫn còn thấp Đồng thời giữa hai loại hấp phụ này thì hấp phụ bởi axit fulvic lại cao hơn axit humic Đặc biệt là hấp phụ của axit fulvic với Cu và Al Ngược lại, axit humic lại hấp thụ Zn2+ trong đất cao Đây có lẽ là một đặc tính của kim loại nặng trong môi trường thành phần Như vậy, kim loại năïng tồn tại trong môi trường đất không những ở dạng phức hữu cơ mà còn ở dạng hydroxyt và dạng chất lơ lửng

Bảng 4.3 Ô nhiễm kim loại nặng trong hai tầng đất vùng hạ lưu

sông Sài Gòn (Nhà Bè)

Nơi Mẫu (%) Chiết rút 2 OM

axit

Hoạt tính

Tổng cộng

Chiết rút 2 axit

Hoạt tính

Tổng cộng

Chiết rút 2 axit

Hoạt tính

Tổng cộng Tầng A 4.03 0.7 45.0 53.5 24.0 182.2 175.3 0.3 0.5 1.5 Long Thới

Tầng A 4.00 1.3 48.0 59.0 24.2 88.6 65.7 0.1 0.5 1.0 Rạch Đỉa

Tổng cộng

Chiết rút

2 axit Hoạt tính Tổng cộng Tầng A 4.03 0.4 – 107.0 3.0 33.0 58.5 Long Thới

Tầng A 4.00 0.5 15.5 99.5 5.5 2.8 60.5 Rạch Đỉa

Tầng A 4.03 17.1 144.5 369.5 3.1 9.5 42.0 Long Thới

Tầng B 3.86 16.6 138.0 – 3.9 – – Tầng A 4.00 23.4 161.5 383.0 4.5 12.5 34.0 Rạch Đỉa

Ghi chú: Long Thới: cách 25km từ nguồn ô nhiễm, Rạch Đỉa:

cách 34km từ nguồn ô nhiễm

Bảng trên cho thấy ô nhiễm kim loại nặng trong tầng đất A (0–5 cm) luôn luôn cao hơn tầng B (5–25 cm) Điều đó có nghĩa là ô nhiễm kim loại nặng tăng theo từng ngày qua các nguồn bổ sung Nếu so sánh giữa hai vùng Rạch Đỉa và Long Thới, có thể kết luận rằng tích lũy kim loại nặng ở Rạch Đỉa luôn nhanh hơn Long Thới

Kết quả về sự tích lũy các độc chất kim loại nặng trong đất khi so sánh trong cùng thời gian ở hai tầng đất được thể hiện trong bảng 4.4

Bảng 4.4 Ô nhiễm kim loại nặng trong hai tầng đất và tích lũy của

chúng trong đất

Bảng trên cho thấy ô nhiễm kim loại nặng trong tầng đất mặt luôn cao hơn tầng dưới hay ô nhiễm kim loại nặng tăng từng ngày qua các nguồn bổ sung Như vậy, kim loại nặng tích lũy cao trong đất

4.3.3 Các nguồn chính gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất

- Công nghiệp luyện kim, công nghệ khai thác quặng:

Chất thải (khí thải, bụi, …) và nước thải của công nghệ này chứa nhiều kim loại nặng Nước mưa rửa trôi cuốn theo các chất ô nhiễm từ các bãi khai thác cũng là nguyên nhân gây ô nhiễm đất về phía hạ lưu

- Công nghiệp khai thác mỏ:

Trong quá trình khai thác sẽ phát tán kim loại vào đất, nước, không khí Quá trình phát thải các chất khí, bụi chứa các kim loại di chuyển trong không khí và sa lắng xuống đất, lên thân thực vật, … gây ảnh hưởng đến đất và hệ thực vật

- Ô nhiễm do nước thải sản xuất công nghiệp, nhất là công nghiệp luyện kim

- Ô nhiễm đất do việc đổ đống rác thải tái sử dụng

– Chất thải rắn công nghiệp từ các nhà máy sản xuất pin (chức

nhiều Ni, Cd, Hg) và bình acquy xe hơi (nhiều Pb), các lò đốt rác công

nghiệp… đã làm tăng hàm lượng một số kim loại nặng trong đất

- Chôn lấp rác thải sinh hoạt gây nên tình trạng ô nhiễm kim

loại nặng trong đất

– Bùn lắng trong các nhà máy xử lý nước thải thường chứa nhiều

kim loại độc hại, khi chôn lấp sẽ đưa một lượng kim loại nặng vào đất

- Phân bón hữu cơ

– Phân heo, phân chim chứa nhiều Cu và As Phân bùn cống thường

được sử dụng trong nông nghiệp có chứa các kim loại nặng với hàm lượng cao, đặc biệt là chúng lại xuất phát từ các hoạt động công nghiệp

- Phân bón hóa học và các loại thuốc bảo vệ thực vật

Bụi chì được phân tán và sa lắng vào từ quá trình sử dụng

nhiên liệu có chứa chì, giao thông vận tải do sử sụng các nhiên liệu có chứa Pb Các bụi chì phát tán và sa lắng xuống gây ô nhiễm chì trong đất

– Sự đốt cháy nhiên liệu hóa thạch: là nguyên nhân phát tán

nhiều nguyên tố trong không khí trên một diện tích rộng lớn Việc tiêu hủy đốt khi nguyên nhân gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất Hàm lượng một vài kim loại nặng trong bùn cống, phân bón được trình bày trong bảng 4.5 dưới đây

Bảng 4.5 Hàm lượng một vài kim loại nặng trong bùn cống, phân

Nguyễn Ngọc Quỳnh và Lê Huy Bá [29] khi tiến hành khảo sát

6 nguyên tố KLN (Cd, Cu, Pb, Hg, Zn, Cr) tại 126 điểm lấy trên ruộng lúa thuộc các vùng bị ô nhiễm nước thải của TP Hồ Chí Minh (bao gồm 12 quận, huyện nội và ngoại thành) cho kết quả trong bảng 4.6

Bảng 4.6 Hàm lượng trung bình một số KLN trên đất trồng lúa tại

các vùng ô nhiễm nước thải điển hình phía Tây Nam TP Hồ Chí Minh [18]

33.8 25.3 27.5 30.8 24.7 31.7 26.2

0.08 0.14 0.08 0.18 0.09 0.06 0.02

123.7 124.5 126.1 127.6 125.9 126.3 123.0

Phông nền vỏ Trái Đất 0.1–0.5 20–57 50–80 13–20 0.01–0.08 70–200

Ghi chú: TCCP: tiêu chuẩn cho phép đối với đất nông nghiệp;

(*) giá trị cần nghiên cứu tiếp để có kết luận chính xác hơn [48]; Phông nền vỏ trái đất [46]; [47]

Qua bảng phân tích trên chúng ta thấy rằng, Cr, Pb có biểu hiện nhiễm bẩn ở hầu hết các khu vực trồng lúa nhưng so sánh với tiêu chuẩn của châu Âu thì hai kim loại này mới chỉ vượt giới hạn dưới Hg và Cu hoàn toàn nằm trong giới hạn an toàn của đất nông nghiệp Riêng với Cd, hàm lượng vượt trội so với các nguyên tố khác Đặc biệt là trên vùng đất phía Tây Nam Thành phố Hàm lượng Cd tổng số

trong đất ở ruộng lúa bị ô nhiễm nặng từ 10,3–13,5 mgCd/kg đất khô, vượt từ 2 – 2,5 lần giới hạn trên của TCCP Nhóm tác giả cũng phân hạng các vùng đất cần khảo sát theo ba cấp độ như sau:

- Vùng đất có dấu hiệu nhiễm bẩn Cd, có hàm lượng Cd từ 4.5–6.5 mg/kg đất khô

- Vùng đất bị nhiễm nhẹ Cd, có hàm lượng Cd từ 6.5–10 mg/kg đất khô

- Vùng đất bị nhiễm bẩn Cd cần quan tâm, có hàm lượng Cd ≥

10 mg/kg đất khô

Bùi Cách Tuyến (1994) nghiên cứu hàm lượng KLN trong nước và trong rau tại vùng ven TP Hồ Chí Minh cho kết quả trong bảng 4.7

Bảng 4.7 Hàm lượng KLN(mg/kg) trong đất và trong nước ruộng

trồng rau vùng ngoại ô TP Hồ Chí Minh

Vĩnh Lộc – Bình Chánh Xuân Thới Thượng – Hóc Môn KLN

0.75 4.95 0.22 3.52 0.03

17.90 54.41 46.64 19.49 9.32

2.17 5.57 0.22 1.89 3.59

(Nguồn: Bùi Cách Tuyến – Hàm lượng KLN trong nông sản, đất và nước tại một số địa phương ngoại thành TP Hồ Chí Minh)

Từ các số liệu điều tra, có thể rút ra một số nhận xét về tình hình ô nhiễm KLN trong đất và cây trồng ở ngoại thành Thành phố Hồ Chí Minh như sau:

- Hàm lượng Pb trong đa số mẫu rau ở Thủ Đức, Tân Bình, Bình Chánh đều ở mức cho phép theo tiêu chuẩn tạm thời của Bộ Nông nghiệp và phát triển nông thôn Tuy nhiên một số mẫu rau nhút ở Quận 12 có hàm lượng Pb cao gấp 8.4–15.3 tiêu chuẩn cho phép Một số mẫu rau muống cũng vượt tiêu chuẩn từ 3.9–13.65 lần

- Hàm lượng các KLN trong đất đều chưa cao, và nhìn chung là chưa đến mức ô nhiễm nặng

Mặc dù hiện tượng ô nhiễm KLN ở Việt Nam trong đất chưa phải là phổ biến nhưng sự ô nhiễm đã xuất hiện và mang tính cục bộ trên những diện tích nhất định Nghiên cứu của nhiều tác giả trong các loại đất khác nhau cho thấy hàm lượng trung bình của các nguyên tố KLN trong đất ở Việt Nam như sau:

Bảng 4.8 Hàm lượng các KLN trong đất ở Việt Nam (ppm)[14]

0.62 0.098 – 29.2 0.4 0.9

4.4 MỘT SỐ NGHIÊN CỨU VỀ ẢNH HƯỞNG CỦA Pb, Hg VÀ

Cd ĐẾN THỰC VẬT

4.4.1 Nghiên cứu đối với cadmium(Cd)

Các nghiên cứu về Cd và ảnh hưởng của nó đối với hệ sinh thái đã được nghiên cứu khá nhiều vì đây là kim loại có độc tính cao Theo nghiên cứu của Davis và Calton – Smith (1992)[7], cải diếp, củ cải, cần tây và cải bắp có xu hướng tích lũy Cd khá cao trong khi khoai tây, bắp ngô, đậu tròn và đậu dài lại tích lũy ít Cd Sposito và Page(1995), đã ước tính sau mỗi vụ thu hoạch, thực vật sẽ lấy bớt Cd trong đất đối với khoai tây là 0.79kg/ha/năm; cà chua 0.22; củ cải 0.57; và lúa mì 0.06 Cadimium cùng với một số kim loại thiết yếu

Mn, Zn, Bo và Se dễ dàng di chuyển vào trong cây trồng sau khi hấp thụ qua rễ Đây là một đặc tính rất nguy hiểm của Cd đối với độc thực vật và con người Maclean đã chỉ ra rằng Cd tập trung cao trong rễ cây hơn các bộ phận khác của loài yến mạch, đậu nành, cỏ và cà

chua Tuy nhiên, trong rau diếp, cà rốt, cây thuốc lá và khoai tây, Cd được chứa nhiều trong lá

Nồng độ thông thường của Cd trong thực vật phát triển bình thường không bị ô nhiễm thường nhỏ hơn 1ppm trong vật chất khô nhưng John (1986)[7] đã chứng minh được nồng độ Cd trong lá khô của cây rau diếp có thể ở mức khoảng 668 ppm Đây là một trường hợp ngoại lệ có nồng độ Cd rất cao Nhưng cũng phải thừa nhận rằng Cd là nguyên tố độc lại dễ dàng xâm nhập và tích lũy trong lá cây mà không có biểu hiện của những triệu chứng nhiễm độc thực vật thì rất dễ gây nguy hiểm đối với động vật và con người thông qua dây chuyền thực phẩm Một nghiên cứu khác của John và Webber (1987) [7] ảnh hưởng của Cd đối với một số loại cây rau trong dung dịch gây nhiễm thấy lượng Cd tích lũy trong vật chất khô của lá cây rau muống, cải súp lơ, bông cải dao động trong khoảng 43–77 ppm Bingham và cộng sự (1996) khi nghiên cứu về độc tính của Cd đối với thực vật cho thứ tự giảm dần tính nhạy cảm đối với Cd của một số cây trồng: củ cải

> đậu nành > cải xoang > rau nhíp > ngô > cà rốt > lúa mì > củ cải trắng > cà chua > bí > cải bắp > lúa vùng cao … Khi nghiên cứu khả năng hấp thụ của thuốc lá, cải, bắp, tiêu và lúa đối với

Cd, Kyoung–Won Min và cộng sự (1999) đã đưa ra thứ tự giảm dần về khả năng hấp thụ: thuốc lá > cải > bắp > tiêu > lúa

Một nghiên cứu khác của Koji IIMURA[18] khi nghiên cứu ảnh hưởng của Cd đến cây lúa (1975–1976) cho rằng khả năng hút Cd của cây lúa tỉ lệ thuận với Cd nhiễm trong dung dịch trồng Cd tích lũy trong rễ gấp 17.5 lần so với thân và gấp 140 lần trong hạt Khả năng hút Cd của cây lúa phụ thuộc vào pH Tại pH = 6.0, cây lúa hấp thụ Cd mạnh nhất Nếu pH trên hay dưới ngưỡng này thì khả năng hút Cd sẽ giảm Sau đó, Alloway(1988)[1] đã phát hiện thấy vùng đất nông nghiệp sử dụng bùn thải để bón có hàm lượng Cd và Pb lần lượt là 64.2 ppm và 938 ppm tương ứng với hàm lượng của chúng ở trong rau diếp (16,8mgCd/kg rau khô), trong cải bó xôi (8mgCd/kgrau khô)

Các đề tài nghiên cứu về ảnh hưởng của KLN trong đất đối với cây trồng nông nghiệp ở Việt Nam hiện nay còn rất hạn chế Các đề tài tập trung chủ yếu vào phân tích hàm lượng các KLN trong đất (ô nhiễm hay không ô nhiễm) rồi so sánh với các tiêu chuẩn KLN trong đất của nước ngoài Điều này tạo ra sự lúng túng trong đánh giá chất lượng đất vì đất là một môi trường rất phức tạp và phụ thuộc vào nhiều yếu tố Lê Huy Bá và cộng sự (1994) khi nghiên cứu về KLN ở trong đất đã cho thấy, ô nhiễm KLN trong môi trường đất không chỉ là hấp phụ trao đổi với keo đất mà chủ yếu dưới dạng liên kết với các axit humic và fulvic Tổng lượng hấp phụ theo thức tự: Zn(3575ppm) > Mn (120ppm) >

Cr (100ppm) > Cu(60ppm) > Ni (37ppm) > Cd (1.3ppm) Nhóm tác giả khi thử nghiệm ảnh hưởng của Cd và Pb đối với lúa trong dung dịch gây nhiễm đã nhận thấy ảnh hưởng của Cd lên lúa mạnh hơn Pb

Tác giả Nguyễn Hồng Khanh (1999)[11] khi khảo sát ảnh hưởng của nước mặt huyện Nhà Bè và một số KLN (Hg, As, Pb, Cd) lên sự sinh trưởng của cây lúa, rau muống cho thấy, rau muống phát triển khá tốt trong môi trường nhiễm độc cao và khả năng tích lũy tỉ lệ thuận với hàm lượng Pb có trong dung dịch gây nhiễm Tác giả cũng nhận thấy, ở nồng độ thấp, Hg kích thích sự phát triển của cây lúa Việc sử dụng phân chuồng có hàm lượng KLN cao bón cho một số loại rau ăn lá phổ biến tại huyện Thủ Đức cũng làm gia tăng hàm lượng KLN tích lũy trong cây Hàm lượng KLN trong đất – nước có quan hệ tuyến tính với nhau đối với cải ngọt, cải bẹ xanh và xà lách

4.4.2 Nghiên cứu đối với Hg và Pb [1], [14]

Trong khi Hg là chất ô nhiễm tổng quát thường thấy ở khu vực đô thị và đất trong khu vực đô thị được dự đoán là có chứa hàm lượng Hg vào khoảng 5–6 lần so với Hg trong đất ở những vùng xa xôi hẻo lánh chưa bị ô nhiễm Tác động của Hg đối với khả năng hấp thu của thực vật chưa được biết nhiều Theo Goldwater (1984), Hg trong đất không được thực vật hấp thụ dễ dàng Tác giả đã không quan sát được bất cứ sự gia tăng hàm

lượng Hg tích lũy trong thực vật khi gia tăng hàm lượng Hg trong dung dịch gây nhiễm

Gilmour và Miller (1993) đã nghiên cứu sự tồn tại của thuốc diệt nấm chứa Hg+ và Hg2+ trong đất khi có sự hiện diện của loài cỏ thân thấp có rễ ăn sâu vào trong lòng đất và nhận thấy một nửa lượng Hg tổng số thêm vào đã biến mất trong 57 ngày Tuy nhiên, lượng hấp thụ của thực vật không thể giải thích được tại sao có sự mất này Có thể Hg mất đi chủ yếu là do bay hơi

Có rất nhiều nghiên cứu về sự hấp thụ Pb của thực vật, chẳng hạn như nghiên cứu của Motto và cộng sự (1979) cho biết sự gia tăng hấp thụ của Pb vào cơ thể thực vật là rất ít Rolfe (1992) đã chỉ ra rằng, hầu hết lượng Pb hấp thụ bởi thực vật dường như được tích tụ trong hệ thống rễ và hàm lượng Pb đáng kể được vận chuyển lên lá chỉ ở những vùng đất có hàm lượng Pb tương đối cao Ngoài ra, tác giả tiến hành thí nghiệm trồng tám loại thực vật trên vùng đất có hàm lượng Pb từ 75 đến 600 ppm Đối với những cây phát triển nhanh, sự gia tăng nồng độ Pb trên lá là rất đặc biệt Với nồng độ Pb trong đất là 600 ppm, hàm lượng Pb trong khối lượng lá khô là 100 ppm Nghiên cứu của Koeppe (1993) cũng đồng quan điểm với các nhận định trên khi tác giả thấy sự hấp thụ Pb bởi thực vật phụ thuộc nhiều vào trạng thái sinh trưởng của cây Trong điều kiện cây phát triển mạnh, sự hấp thụ Pb tăng lên Điều này được tác giả lý giải là

do chì được hấp thu mạnh và một phần kết tủa trên thành tế bào rễ ở một dạng không tan, không kết tinh – có thể là dạng photphat chì Ngược lại, Pb vận chuyển lên chồi non của cây lại rất ít – chỉ khoảng 3.5% tổng lượng hấp thụ sau 7 ngày

4.5 ẢNH HƯỞNG CỦA Cu 2+ , Ni 2+ , Cd 2+ VÀ Pb 2+ ĐẾN QUÁ TRÌNH NẢY MẦM CỦA HẠT LÚA (ORYZA SATIVA – GIỐNG OM 1352)

Kết quả nghiên cứu trong luận văn thạc sĩ của Thái Văn Nam và kỹ sư môi trường của Lê Nguyễn Diễm Hằng (Hướng dẫn KH: GS TSKH Lê Huy Bá) cho ta một số kết quả sau

4.5.1 Ảnh hưởng đến tỷ lệ nẩy mầm sau 7 ngày

Bảng 4.9 Ảnh hưởng của một số ion KLN đến sự nẩy mầm của hạt lúa

4.5.2 Ảnh hưởng đến chiều cao và rễ mầm lúa

Ảnh hưởng của Cu2+ và Ni2+ đến chiều cao mầm lúa không rõ ràng (mức ý nghĩa 95%) ở khoảng nồng độ từ 0,2 ppm đến 20 ppm nhưng ở nồng độ 60 và 100 ppm hạn chế rất rõ đến sự phát triển của mầm Đối với Cu2+ chiều cao của mầm chỉ đạt 2,25 cm và 2,04 cm so với đối chứng là 4,71 cm ở nồng độ lần lượt là 60 ppm và 100 ppm Cũng ở hai giá trị nồng độ trên nhưng ở thí nghiệm đối với Ni2+ mầm xuất hiện màu trắng sau đó là hiện tượng thối mầm Điều này có thể lý giải là do Ni2+ đã cạnh tranh với Cu2+, một nguyên tố thiết yếu cần thiết cho quá trình quang hợp tạo diệp lục của mầm lúa Lô thí nghiệm với Cd2+ và Pb2+, sau 7 ngày, ở nồng độ 30 ppm và 100 ppm chưa có ảnh hưởng rõ rệt đến sự phát triển của mầm Nồng độ Cd và

Pb trong dung dịch lần lượt là 100 ppm và 300 ppm mới có ảnh hưởng khác biệt so với đối chứng

Ảnh hưởng của Cu2+ và Ni2+ đến chiều dài rễ mạnh hơn so với

Cd2+ và Pb2+ Cu2+, Ni2+ ảnh hưởng đến sự phát triển của rễ ở nồng độ khá nhỏ (6 ppm) Ở nồng độ 60 ppm, rễ mầm lúa hầu như không phát triển sau khi đạt được chiều dài khoảng 1 cm Điều này phù hợp với trường hợp của thân mầm vì rễ không phát triển được sẽ hạn chế quá trình phát triển của mầm Cd2+ và Pb2+ ảnh hưởng kém rõ nét hơn và bắt đầu ảnh hưởng ở nồng độ khá lớn (30 ppm) Có thể trong trường hợp phát triển của mầm, rễ đã không trao đổi chủ động với các ion kim loại độc (Cd2+, Pb2+) nên chúng không có khả năng xâm nhập vào bên trong mầm Chỉ khi nồng độ đủ cao, các ion này phá vỡ màng tế bào xâm nhập tự do vào mầm mới gây ảnh hưởng rõ đến sự phát triển của mầm

4.5.3 Ảnh hưởng của Cu 2+ , Ni 2+ , Cd 2+ và Pb 2+ đến hoạt tính

của men amylaza

Bảng 4.10 Ảnh hưởng của Cu 2+ , Ni 2+ , Cd 2+ và Pb 2+ đến hoạt tính

men amylaza (hoạt tính của men trong nghiệm thức đối chứng là 0,4276)

Ion 0,2 ppm 0,6 ppm 2 ppm 6 ppm 20 ppm 60 ppm 100 ppm

Cu 2+ 0,2641 0,1228 0,1078 0,1003 0,0887 0,0632 0,0503

Ni 2+ 0,2772 0,2202 0,1232 0,1074 0,1018 0,0862 0,0598 0,01 ppm 0,3 ppm 1 ppm 3 ppm 9 ppm 60 ppm 100 ppm

Cd 2+

0,1649 0,1774 0,1666 0,1482 0,1287 0,0981 0,0675 0,2 ppm 0,6 ppm 2 ppm 6 ppm 20 ppm 60 ppm 100 ppm

Pb 2+

0,3337 0,3124 0,3946 0,2861 0,2332 0,1913 0,1157

Vai trò của enzyme amylaza trong quá trình nẩy mầm là phân

giải tinh bột cung cấp dinh dưỡng cho hoạt động của tế bào để thực hiện quá trình nẩy mầm Vì thế, khi hoạt tính của enzyme amylaza bị

ức chế thì khả năng nẩy mầm của hạt sẽ giảm kéo theo chiều cao mầm lúa và chiều dài rễ lúa cũng giảm theo Trong bảng 4.10, các kim loại dù ở nồng độ khảo sát nhỏ nhất cũng làm giảm, hoạt tính của men amylaza Ảnh hưởng ức chế của các kim loại khảo sát đối với hoạt tính của men ở nồng độ 60 ppm và 100 ppm theo thứ tự Cu2+ >

Ni2+ > Cd2+ > Pb2+

4.6 ẢNH HƯỞNG CỦA Pb, Cd VÀ Hg ĐẾN QUÁ TRÌNH SINH TRƯỞNG CỦA MỘT SỐ CÂY TRỒNG NÔNG NGHIỆP TRÊN ĐẤT XÁM PHÙ SA CỔ – ĐÔNG NAM BỘ

4.6.1 Ảnh hưởng đối với cây lúa (OM 1348)

4.6.1.1 Ảnh hưởng của Cd, Hg và Pb đến sự phát triển

của cây lúa sau 4 tuần

Ở nồng độ 30 ppm, Pb có tác dụng kích thích sự phát triển chiều cao cây lúa ở tất cả các thời điểm khảo sát Cd có nồng độ 1.0ppm sẽ kích thích sự phát triển của cây lúa còn đối với Hg là 3.0 ppm Aûnh hưởng của Cd đến chiều cao cây lúa có sự khác biệt về mặt thống kê ở các thời điểm 14, 21, 28 ngày sau gieo (NSG) Ảnh hưởng của Hg kém rõ nét hơn sau 28 ngày Sau 4, 7 và 14 ngày, cây lúa ở các nghiệm thức ở cả hai lô thí nghiệm ít có sự khác biệt ngoại trừ các nghiệm thức có nồng độ cao Ở nồng độ 30 ppm, cả Cd và Hg đều làm giảm chiều cao cây so với đối chứng và điều này rất có ý nghĩa thống kê

4.6.1.2 Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến chiều dài rễ cây

lúa sau 4 tuần

Nếu xét ở cùng nồng độ 300 ppm thì chiều dài rễ lúa ở các lô thí nghiệm với Pb, Hg và Cd lần lượt là: 9.15; 3.19 và 2.58 cm Do đó, ảnh hưởng của các độc chất đến chiều dài rễ cây tại thời điểm 28 NSG theo thứ tự sau: Cd > Hg > Pb

Toàn bộ quá trình khảo sát ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến sự phát triển của thân và rễ cây lúa được trình bày trong bảng 4.11

Bảng 4.11 Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến sự phát triển của thân

và rễ cây lúa

Ảnh hưởng đến thân lúa Ảnh hưởng đến rễ lúa

Ghi chú: (*): tác dụng kích thích hoặc kìm hãm mạnh nhất và

có sự khác biệt so với đối chứng (ns): tác dụng kích thích hoặc kìm hãm nhưng không có sự khác biệt ý nghĩa so với đối chứng

Có thể nói ở nồng độ 30 ppm, Pb có ảnh hưởng tới nhiều bộ phận của cây lúa Nó không chỉ ảnh hưởng các lá thật, thân, rễ mà ngay cả sự đẻ nhánh của lúa cũng bị ảnh hưởng đáng kể Số nhánh lúa ở nghiệm thức này tại thời điểm 28 NSG là nhiều nhất nhưng sự khác biệt so với đối chứng lại không có ý nghĩa về mặt thống kê Lô thí nghiệm đối với Hg chỉ thấy xuất hiện nhánh ở nồng độ 1.0 ppm (nnhánh trung bình = 1) Sau 28 ngày gieo lúa, dưới ảnh hưởng của Cd, ở tất cả các nghiệm thức đều chưa thấy lúa có hiện tượng đẻ nhánh

4.6.1.3 Hàm lượng KLN tích lũy trong các bộ phân của

cây lúa

Hàm lượng Cd tích lũy trong rễ gấp từ 4 – 50 lần so với Cd có trong thân – lá Vì nồng độ Cd trong đất càng tăng thì hàm lượng Cd trong các bộ phận khô cũng tăng nhưng khi xem xét tỉ lệ giữa lượng

Cd trong các bộ phận khô và Cd trong đất thì tỉ lệ này lại giảm dần Điều này hoàn toàn phù hợp vì đồ thị biểu diễn khả năng hấp thu của các bộ phận cây đối với Cd trong đất không phải là đường tăng tuyến tính mà có xu hướng nằm ngang hoặc cây bị chết khi nồng độ vượt quá ngưỡng chịu đựng của cây

Trong phần trình bày trước, khi đề cập đến ảnh hưởng của Hg đến sự phát triển của thân và rễ cây lúa, ta thấy rằng, Hg ít có ảnh hưởng rõ ràng đến cây lúa Hàm lượng Hg trong đất có thể mất do

bay hơi Kết quả phân tích hàm lượng Hg trong các bộ phận cây phần nào lý giải giả thuyết này Ở cùng nồng độ gây nhiễm trong đất nhưng hàm lượng Cd tích lũy trong các bộ phận cây lúa luôn lớn hơn hàm lượng Hg tích lũy từ 2–10 lần (trong rễ) và 2–20 lần (trong thân lá) Tuy nhiên, hàm lượng Hg tích lũy trong rễ vẫn gấp từ 20 –60 lần

so với trong thân lá Tích lũy chì trong thân lá và rễ cũng tương đối thấp, hàm lượng chì trong rễ gấp từ 5–10 lần so với trong thân lá

4.6.1.4 Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến tỉ lệ sống sót của

cây lúa

Tỉ lệ sống sót được tính bằng cách lấy tổng số cây còn lại của 3 lần lặp lại sau 28 ngày chia cho tổng số cây nhú mầm lên khỏi mặt đất

Bảng 4.12 Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến tỉ lệ sống sót của cây lúa

Ảnh hưởng của Pb

C ppm ĐC 0.01 0.03 0.1 0.3 1.0 3.0 10 30 100 300 –

%sống sót 93.33 100 100 86.67 86.67 100 96.67 100 93.33 93.33 76.67 –

Đối với Pb các nồng độ thí nghiệm không gây chết cây, tỉ lệ sống sót sau 28 NSG là 100% Đối với Cd và Hg, tỉ lệ sống sót vẫn rất cao tại nồng độ 100 ppm (Hg là 96.67% và Cd 93.33%) Tại nồng

độ 300 ppm, tỉ lệ sống sót giảm đi rất rõ

4.6.2 Nghiên cứu đối với cây rau muống cạn (SG 14–1)

4.6.2.1 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến tỉ lệ nẩy mầm

của cây rau muống

• Ở thí nghiệm đối với Pb, ảnh hưởng khá rõ ràng Nồng độ Pb càng tăng thì tỉ lệ nẩy mầm giảm mạnh – tại nồng độ 1000 ppm, tỉ lệ nẩy mầm sau 14 ngày chỉ có 50%

• Đối với Hg và Cd, khi nồng độ độc chất nằm trong khoảng từ

10 ppm đến 30 ppm, ảnh hưởng tới tỉ lệ nẩy mầm không thấy rõ Đối với Cd, tỉ lệ nẩy mầm gần như 100% khi nồng độ độc chất nhỏ hơn hoặc bằng 30 ppm

• Tuy nhiên, nếu xét ở nồng độ cao hơn (100 và 300 ppm) thì thứ tự ảnh hưởng của các ion khảo sát tới tỉ lệ nẩy mầm tại thời điểm 14 ngày sau gieo là Cd> Hg > Pb

4.6.2.2 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến chiều dài thân

cây rau muống

Qua nghiên cứu thấy rằng, Pb ở nồng độ 100 – 300 ppm làm cho cây phát triển dài hơn (gần 2 lần) so với đối chứng, đặc biệt là trường hợp 300 ppm Sự sai khác này rất có ý nghĩa về mặt thống kê Tuy nhiên, mặc dù cây phát triển chiều dài mạnh nhưng thân cây lại rất mảnh và ở các đốt trên thân cây xuất hiện nhiều rễ Đây chính là phương thức phản ứng lại với môi trường của cây rau muống vì rễ cây hạn chế mọc trong đất mà phát triển trên mặt đất nhằm hút các chất dinh dưỡng thông qua đường tưới dinh dưỡng Ở nồng độ 1000 ppm,

Pb ảnh hưởng rất rõ đến chiều dài cây lúa Cây bị vàng lá, héo và thối đọt, thối thân Kết quả này sẽ được kiểm chứng thông qua độ ẩm trong thân cây rau muống Đối với Hg, nồng độ trong khoảng 0.1 – 10 ppm kích thích chiều dài thân cây rau muống

Lô thí nghiệm với Cd tại thời điểm 4 và 7 ngày sau gieo, Cd ở nồng độ 0.03–3.0 có tác dụng kích thích sự phát triển của thân cây rau muống Sau 28 ngày, ở nồng độ 3.0 ppm Cd đã gây ra ảnh hưởng rõ rệt đến chiều dài thân cây Trong khoảng nồng độ 0.0 – 1.0 ppm ảnh hưởng của Cd đến chiều dài thân rau muống lại không có ý nghĩa về mặt thống kê Cd có ảnh hưởng mạnh đến chiều dài thân cây rau muống ở nồng độ 300 ppm (chỉ bằng 1/9 so với đối chứng), lá mầm vẫn nằm trong vỏ hạt Hg cũng có tác dụng kích thích chiều dài rễ cây trong khoảng nồng độ 0.03–10 ppm và có ảnh hưởng mạnh nhất tại 1.0 ppm Nếu xét ở cùng nồng độ 100 ppm và 300 ppm thì ảnh hưởng của các KLN khảo sát đến chiều dài thân cây được sắp xếp theo thứ tự: Cd > Hg > Pb

4.6.2.3 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến chiều dài rễ và

số rễ trung bình của cây

Hg tác động đến chiều dài rễ ở ngay nghiệm thức có nồng độ 1.0 ppm, nhưng trong khoảng nồng độ rộng 0.1–100 ppm ảnh hưởng làm giảm chiều dài rễ của Hg là không đáng kể Hg chỉ bắt đầu tác động mạnh đến chiều dài rễ rau muống ở nồng độ 300 ppm Ở nồng độ này, cây vẫn bình thường về màu sắc lá nhưng thấp và rễ cây tương đối ít

Cd kích thích sự phát triển của rễ ở nồng độ 3.0 ppm nhưng không có sự khác biệt so với đối chứng Ở nồng độ 100 ppm, chiều dài rễ chỉ còn bằng ¼ so với nghiệm thức đối chứng Tác động của Cd đến cây rau muống ở nồng độ 300 ppm là mạnh nhất trong 3 KLN khảo sát Tại nồng độ này, rễ cây hầu như không có do bị thối hoặc chỉ có rễ trụ chính, các rễ con đã bị rụng mất Các kết quả phân tích chiều dài rễ rất phù hợp với kết quả phân tích số lượng rễ Qua các bảng ta thấy, những cây có chiều dài rễ dài nhất sẽ có số lượng rễ nhiều nhất (hoàn toàn khác biệt có ý nghĩa so với đối chứng) ở lô thí nghiệm với Pb và Cd

Quá trình khảo sát ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến sự phát triển của thân và rễ cây lúa được trình bày trong bảng 4.13

Bảng 4.13 Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến sự phát triển của thân

và rễ cây rau muống

Aûnh hưởng đến thân cây rau muống Aûnh hưởng đến rễ cây rau muống

KLN C

kích thích

(ppm)

Ckìm hãm (ppm)

Ghi chú (*) Ckích thích

(ppm)

Ckìm hãm (ppm)

4.6.2.4 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến tỉ lệ sống sót của

cây rau muống

Ở tất cả các lô thí nghiệm, tỉ lệ sống sót giảm dần khi tăng nồng độ độc chất trong môi trường đất Nếu ở cùng nồng độ 30 ppm và 100 ppm thì tỉ lệ nẩy mầm của lô thí nghiệm đối với Pb cao hơn so với hai lô thí nghiệm còn lại (có tỉ lệ nẩy mầm bằng nhau) Nhưng ở nồng độ 300 ppm thì tỉ lệ nẩy mầm của rau muống bị ảnh hưởng bởi các ion kim loại nặng theo thứ tự : Cd > Pb > Hg

4.6.2.5 Tương quan giữa hàm lượng Pb, Hg và Cd trong

đất và trong các bộ phận của cây rau muống

Trong thân lá: hàm lượng Hg tích lũy gấp 11–14 lần so với Pb và 4–10 lần so với Cd

Trong rễ: hàm lượng Hg tích lũy gấp 5 – 23 lần so với Pb và 10 lần so với Cd

Điều này có thể là do Hg bay hơi vào môi trường không khí và

bị lá cây rau muống hấp thu nên hàm lượng Hg trong thân lá rau muống cũng rất cao so với hai lô thí nghiệm còn lại Đây là vấn đề đáng quan tâm và sẽ được xem xét kỹ ở phần sau vì khả năng tích lũy Hg trong rau muống cao rất dễ gây nguy hiểm cho người và động vật khi ăn phải Hơn nữa, rau muống lại là loại cây ăn lá và thân nên mức độ nguy hiểm càng cao

4.6.3 Kết quả nghiên cứu đối với cây cải xanh (Brassica

juncca, SG 6.1)

4.6.3.1 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến tỉ lệ nẩy mầm

của cây cải xanh

Ở các lô thí nghiệm: Pb(8.34, 10) ppm; Hg (0.01, 30) ppm; và Cd (0, 10) ppm thì tỉ lệ nẩy mầm vẫn còn đạt khá cao (trên 90%) Tuy nhiên, khi nồng độ KLN trong đất cao hơn mức này thì tỉ lệ nẩy mầm giảm đi rất nhanh, rõ nhất là trường hợp của Cd – tỉ lệ nẩy mầm của Cải xanh sau 14 ngày chỉ có 13.33% Nếu xét ở nồng độ 30 và 100 ppm thì ảnh hưởng của các KLN đến tỉ lệ nẩy mầm của cây

cải xanh sẽ theo thứ tự: Cd > Pb > Hg Nhưng ở nồng độ 300 ppm, trật tự có sự thay đổi: Cd> Hg > Pb

4.6.3.2 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến chiều cao cây cải xanh

• Pb: tại thời điểm 5, 7 NSG, trong khoảng nồng độ (8.34, 100)ppm, ảnh hưởng của Pb chưa rõ ràng mặc dù nghiệm thức đối chứng có chiều cao cây dài nhất Tuy nhiên, sau 3 tuần ảnh hưởng của

Pb đến chiều cao cây bắt đầu có sự khác biệt ý nghĩa (Ở xác xuất 95%) Chiều cao cây cải xanh giảm dần từ nghiệm thức đối chứng đến nghiệm thức cuối cùng nhưng không có sự khác biệt ý nghĩa Sự khác biệt chỉ thật sự rõ ràng khi nồng độ chì đạt 300 ppm

• Hg: trong suốt quá trình thí nghiệm, Hgở nồng độ 10 ppm có tác dụng kích thích chiều cao cây cải xanh Chiều cao cây không theo qui luật trong khoảng nồng độ (0.01, 30) ppm Tuy nhiên, hàm lượng nước trong thân cây đạt giá trị lớn nhất ở nồng độ 30 ppm Tại nồng độ này cây phát triển mạnh chiều ngang và rất mọng nước Ở nồng độ 100 ppm, chiều cao cây giảm mạnh so với đối chứng nhưng số lượng các lá thật ít có sự khác biệt Ở nghiệm thức có nồng độ 300 ppm, tới tuần thứ 3 (sau gieo) toàn bộ cây đã bị chết hoàn toàn

• Cd: Mầm nhú khỏi mặt đất trễ hơn so với các lô thí nghiệm của Pb và Hg (6 ngày so với 4 ngày) Sau 28 ngày, chiều cao cây giảm dần trong khoảng nồng độ khảo sát Sự khác biệt có ý nghĩa thống kê so với đối chứng chỉ xuất hiện khi nồng độ Cd trong đất ở mức 10 ppm Ở nồng độ 30, 100 và 300 ppm, chiều cao cây chỉ còn bằng 1/3, 1/7 và 1/12 so với nghiệm thức đối chứng Cây hầu như không phát triển thêm sau 2 tuần ở nồng độ 100 và 300 ppm mà chỉ chống chịu với môi trường nên cây còi cọc, lá vàng ngay từ khi xuất hiện lá non Ngoài ra, ở nồng độ 100 ppm trở đi, hầu hết các cây đều mới xuất hiện lá mầm, chưa xuất hiện lá thật Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến sự phát triển của thân và rễ cây cải xanh được trình bày trong bảng 4.14

Bảng 4.14 Ảnh hưởng của Pb 2+ , Cd 2+ và Hg 2+ đến sự phát triển của

thân và rễ cây cải xanh

Ảnh hưởng đến thân cây cải xanh Ảnh hưởng đến rễ cây cải xanh

KLN Ckích thích

(ppm)

Ckìm hãm (ppm)

Ghi chú Ckích thích

(ppm)

Ckìm hãm (ppm)

4.6.3.3 Ảnh hưởng của Pb, Hg và Cd đến tỉ lệ sống sót của

cây cải xanh Bảng 4.15: Ảnh hưởng của Pb, Cd và Hg đến tỉ lệ sống sót của cây