Đề tài kim loại nặng

ĐẶT VẤN ĐỀ
Quá trình phát triển công nghiệp, nông nghiệp và dịch vụ như y tế, du lịch, thương
mại… ở nước ta đã làm cho môi trường bị ô nhiễm nghiêm trọng, đặc biệt sự hiện
diện của kim loại nặng trong môi trường đất, nước đã và đang là vấn đề môi
trường được cộng đồng quan tâm. Vùng cửa sông, cửa biển, ven biển thường là nơi
tích tụ các chất ô nhiễm có nguồn gốc từ n
ội địa. Trong môi trường thủy sinh, trầm
tích có vai trò quan trọng trong sự hấp thụ các kim loại nặng bởi sự lắng đọng của
các hạt lơ lửng và các quá trình có liên quan đến bề mặt các vật chất vô cơ và hữu
cơ trong trầm tích. Sự tích tụ kim loại nặng sẽ ảnh hưởng đến đời sống của các
sinh vật thủy sinh, gây ảnh hưởng đến sức khỏe của con người thông qua chu
ỗi
thức ăn; ví dụ nhiều loài động vật không xương sống sử dụng trầm tích như nguồn
thức ăn, vì thế cơ thể chúng là nơi lưu giữ và tích tụ kim loại nặng. Sự tích tụ kim
loại nặng trong sinh vật có thể đe dọa sức khỏe của nhiều loài sinh vật đặc biệt cá,
chim và con người (Wright & Mason, 1999). Do vậy, xác định hàm lượng kim loại
nặng trong môi trường là rất c
ần thiết do bởi tính độc, tính bền vững và sự tích tụ
sinh học của chúng (UNEP/FAO/WHO, 1996 trích trong Carles et al., 2000).
Trong những năm gần đây, kim loại nặng đã được nghiên cứu nhiều trong trầm
tích cửa sông, vùng ven biển, và rừng ngập mặn tại một số quốc gia trên thế giới
(Bryan et al., 1992; Tam et al., 1995; Zheng & Lin, 1996; Zheng et al., 1997;
Saifullah et al., 2004; Defew et al., 2005; Balachandran et al., 2005; Rashida et al.,
2005; Sabine et al., 2006). Ở Việt Nam nghiên cứu về kim loại nặng t
ập trung ở
vùng đô thị và vùng đất phèn (Phuong et al., 1998; Hoa et al., 2004), tuy nhiên
nghiên cứu kim loại nặng trong đất vùng ven biển vẫn chưa được quan tâm nhiều.
Vùng ven biển ĐBSCL đặc biệt bán đảo Cà Mau là nơi thích hợp cho các cây ngập
mặn. Rừng ngập mặn không chỉ có giá trị về kinh tế, văn hóa, xã hội, mà còn có
giá trị về sinh thái (Field, 1996 trích trong Tong et al., 2004). Rừng ngập mặn
cung cấp thức ăn, nơi ở cho nhiều loài động vậ

t biển như chim, côn trùng, cá,…và
cũng là nơi duy trì chuỗi thức ăn phức tạp (Lin, 1988 trích trong Zheng et al.,
1997). Tuy nhiên, trầm tích rừng ngập mặn rất giàu sulphide và vật chất hữu cơ,
đây chính là nơi lắng đọng và lưu giữ các chất ô nhiễm có nguồn gốc từ đất liền,
nhất là kim loại nặng (Zheng et al
.
, 1997; Tam & Wong, 2000 trích trong Defew et
al., 2005). Trên cơ sở các vấn đề vừa mới đề cập, đề tài “Hàm lượng kim loại nặng
As, Cd, Hg trong đất vùng ven biển huyện Ngọc Hiển, tỉnh Cà Mau” được thực
hiện với mục tiêu tổng quát là xác định hàm lượng kim loại nặng As, Cd, Hg trong
trầm tích, đất và nước tại huyện Ngọc Hiển tỉnh Cà Mau. Do vậy mục tiêu cụ thể
của đề tài:
- Đánh giá nguy cơ ô nhiễm c
ủa KLN trong trầm tích, đất và trong nước dựa
vào tiêu chuẩn Việt Nam và của một số nghiên cứu trên thế giới.

1
- Đánh giá sự khác biệt về hàm lượng kim loại nặng trong vùng nghiên cứu
theo không gian và thời gian thu mẫu.
- Khảo sát sự tương quan giữa hàm lượng As, Cd, Hg trong đất với pH đất,
EC và chất hữu cơ, cũng như mối tương quan giữa các kim loại với nhau.



2
CHƯƠNG 1: LƯỢC KHẢO TÀI LIỆU
1.1 TỔNG QUAN VỀ KIM LOẠI NẶNG
1.1.1 Định nghĩa và nguồn phát sinh kim loại nặng
Kim loại nặng là những kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5g/cm
3

và thông thường chỉ
những kim loại hoặc các á kim liên quan đến sự ô nhiễm và độc hại. Tuy nhiên
chúng cũng bao gồm những nguyên tố kim loại cần thiết cho một số sinh vật ở
nồng độ thấp (Adriano, 2001). Kim loại nặng được được chia làm 3 loại: các kim
loại độc (Hg, Cr, Pb, Zn, Cu, Ni, Cd, As, Co, Sn,…), những kim loại quý (Pd, Pt,
Au, Ag, Ru,…), các kim loại phóng xạ (U, Th, Ra, Am,…). Tỷ trọng của những
kim loại này thông thường lớn hơn 5g/cm
3
(Bishop, 2002).
Kim loại nặng hiện diện trong tự nhiên đều có trong đất và nước, hàm lượng của
chúng thường tăng cao do tác động của con người. Các kim loại nặng do tác động
của con người là nguồn gây ô nhiễm kim loại nặng chủ yếu khi chúng đi vào môi
trường đất và nước. Các kim loại do hoạt động của con người như As, Cd, Cu, Ni
và Zn thải ra ước tính là nhiều hơn so với nguồn kim loại có trong tự nhiên, đặc
biệt đối v
ới chì 17 lần (Kabata-Pendias & Adriano, 1995). Nguồn kim loại nặng đi
vào đất và nước do tác động của con người bằng các con đường chủ yếu như bón
phân, bã bùn cống và thuốc bảo vệ thực vật và các con đường phụ như khai
khoáng và kỹ nghệ hay lắng đọng từ không khí (Hình 1).

Phân bón
và các
chất cải
tạo đất
Nước
tưới
Chất thải
và bã
bùn
cống
Thuốc
bảo vệ
thực vật
Kỹ nghệ,
khai
khoáng và
giao thông
ĐẤT
NƯỚC MẶT
Xói mòn đất
NƯỚC NGẦM
Hình 1: Ô nhiễm kim loại nặng do tác động của con người đối với
đất và nước (Singh & Steinnes, 1994).
Lắng
đọng từ
khí

quyển
1.1.2 Tính chất của kim loại nặng
Kim loại nặng không bị phân hủy sinh học (Tam & Wong, 1995), không độc khi ở
dạng nguyên tố tự do nhưng nguy hiểm đối với sinh vật sống khi ở dạng cation do
khả năng gắn kết với các chuỗi cacbon ngắn dẫn đến sự tích tụ trong cơ thể sinh
vật sau nhiều năm (Shahidul & Tanaka, 2004). Đối với con người, có khoảng 12

3
nguyên tố kim loại nặng gây độc như chì, thủy ngân, nhôm, arsenic, cadmium,
nickel… Một số kim loại nặng được tìm thấy trong cơ thể và thiết yếu cho sức
khỏe con người, chẳng hạn như sắt, kẽm, magnesium, cobalt, manganese,
molybdenum và đồng mặc dù với lượng rất ít nhưng nó hiện diện trong quá trình
chuyển hóa. Tuy nhiên, ở mức thừa của các nguyên tố thiết yếu có thể nguy hại
đến đời sống của sinh vật (Foulkes, 2000). Các nguyên tố kim lo
ại còn lại là các
nguyên tố không thiết yếu và có thể gây độc tính cao khi hiện diện trong cơ thể,
tuy nhiên tính độc chỉ thể hiện khi chúng đi vào chuỗi thức ăn. Các nguyên tố này
bao gồm thủy ngân, nickel, chì, arsenic, cadmium, nhôm, platinum và đồng ở dạng
ion kim loại. Chúng đi vào cơ thể qua các con đường hấp thụ của cơ thể như hô
hấp, tiêu hóa và qua da. Nếu kim loại nặng đi vào cơ thể và tích lũy bên trong tế
bào lớn hơn s
ự phân giải chúng thì chúng sẽ tăng dần và sự ngộ độc sẽ xuất hiện
(Foulkes, 2000). Do vậy người ta bị ngộ độc không những với hàm lượng cao của
kim loại nặng mà cả khi với hàm lượng thấp và thời gian kéo dài sẽ đạt đến hàm
lượng gây độc. Tính độc hại của các kim loại nặng được thể hiện qua:
(1) Một số kim loại nặng có thể bị chuyển từ
độc thấp sang dạng độc cao
hơn trong một vài điều kiện môi trường, ví dụ thủy ngân.
(2) Sự tích tụ và khuếch đại sinh học của các kim loại này qua chuổi thức
ăn có thể làm tổn hại các hoạt động sinh lý bình thường và sau cùng gây

nguy hiểm cho sức khỏe của con người.
(3) Tính độc của các nguyên tố này có thể ở một nồng độ rất thấp khoảng
0.1-10 mg.L
-1
(Alkorta et al., 2004).
1.2 Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRÊN THẾ GIỚI VÀ VIỆT NAM
1.2.1 Tại vùng cửa sông, vùng ven biển và biển
Ô nhiễm kim loại ở môi trường biển đã gia tăng trong những năm gần đây do dân
số toàn cầu gia tăng và sự phát triển công nghiệp (Arellano et al., 1999 trích trong
Susana et al., 2005). Ô nhiễm kim loại nặng ở nhiều vùng cửa sông, vùng ven biển
trên thế giới đã được biết từ lâu bởi tính độc hại đe d
ọa đến sự sống của sinh vật
thủy sinh, gây nguy cơ cho sức khỏe của con người.
Ô nhiễm Pb và Zn là một trong những điều đáng quan tâm do ảnh hưởng độc hại
của chúng lên hệ sinh thái tại các cửa sông ở Úc, với hàm lượng rất cao 1000µg.g
-1

Pb, 2000 µg.g
-1
Zn có thể tìm thấy trong các trầm tích bị ô nhiễm (Irvine & Birch,
1998 trích trong McFarlane & Burchett, 2002). Bryan et al. (1985) trích trong
Bryan & Langston (1992) đã xác định hàm lượng chì vô cơ trong trầm tích cửa
sông ở Anh biến động từ 25 µg.g
-1
trong khu vực không bị ô nhiễm đến hơn 2700
µg.g
-1
trong cửa sông Gannel nơi nhận chất thải từ việc khai thác mỏ chì. Hàm
lượng của các hợp chất chì này có lẽ có nguồn gốc do sử dụng xăng dầu pha chì.

4
Tương tự như Pb, hàm lượng As cũng đã được xác định ở nhiều vùng cửa sông,
vùng ven biển trên thế giới. Hàm lượng As trong trầm tích cửa sông đã được xác
định từ 5 µg.g
-1
ở cửa sông Axe đến lớn hơn 1000 µg.g
-1
trong các cửa sông
Restronguet Creek, Cornwall nơi nhận nước thải từ các khu vực khai thác quặng
mỏ kim loại (Langstone, 1985 trích trong Bryan & Langston, 1992).
Hàm lượng Cd cũng được xác định ở Anh tại các cửa sông không bị ô nhiễm với
hàm lượng 0.2 µg.g
-1
, tại các cửa sông bị ô nhiễm nặng hàm lượng này có thể lên
đến 10 µg.g
-1
(Bryan & Langston, 1992). Sông Deule ở Pháp là một trong những
con sông bị ô nhiễm rất nặng do hứng chịu chất thải từ nhà máy luyện kim. Hàm
lượng kim loại trong trầm tích sông này rất cao (480 mg.kg
-1
) (Neda et al., 2006).
Hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích tại vùng cửa sông, vùng ven biển trên thế
giới nơi có rừng ngập mặn cũng đã được xác định từ ít bị ô nhiễm cho đến ô nhiễm
nặng. Tam & Wong (1995) đã xác định hàm Pb trong trầm tích rừng ngập mặn Sai
Keng, Hong Kong với hàm lượng 58,2 µg.g
-1
. Zheng & Lin (1996) đã xác định
hàm lượng Pb và Cd trong trầm tích rừng ngập mặn Avicennia marina, vịnh
Shenzhen với hàm lượng tương ứng 28,7 µg.g
-1

và 0,136 µg.g
-1
tương ứng.
1.2.2 Tại vùng đất phèn
Theo Breemen (1993), Astrom & Bjorklund (1995), Sundstrom et al. (2002), Hoa
et al. (2004) đã chỉ ra rằng đất phèn là nguồn phóng thích kim loại nặng gây ô
nhiễm nguồn nước. Khi đất phèn tiềm tàng tiếp xúc với ôxy do hiện tượng tự nhiên
hoặc do thoát nước nhân tạo, pyrite bị ôxy hóa tạo ra acid sulfuric làm hạ thấp pH.
Khi pH <4 các proton được phóng thích tấn công các khoáng sét, hòa tan một số
kim loại mà nồng độ của chúng có thể vượt xa nồng độ trong các loại đất không
phèn (Trần Kim Tính, 1999).
1.3
ẢNH HƯỞNG CỦA KIM LOẠI NẶNG ĐẾN MÔI TRƯỜNG VÀ SỨC
KHỎE CON NGƯỜI
Ô nhiễm môi trường do tính độc hại của kim loại nặng gây mất cân bằng sinh thái
làm suy giảm nhiều quần thể sinh vật đã được tìm thấy ở nhiều quốc gia trên thế
giới. The Severn Estuary là một trong những con sông lớn nhất ở Anh là nơi ở và
sinh sản của nhiều loài cá. Nhiều thập kỉ qua, sông này đã phải hứ
ng chịu nhiều ô
nhiễm kim loại nặng như chì, cadmium và nhiều nguyên tố khác từ nhiều nguồn
khác nhau (Owens, 1984 trích trong WHO, 1992). Những ảnh hưởng của ô nhiễm
này có thể là một trong những nguyên nhân gây suy giảm quần thể cá. Quần thể cá
ở sông Severn Estuary đã gia tăng trở lại khi mức độ ô nhiễm môi trường nước
giảm (Potter et al., 2001). Nhiều nghiên cứu về ảnh hưởng ô nhiễm kim loại trong
vùng phụ cận của nơi tinh luy
ện chì lớn nhất thế giới tại Port Pirie nước Úc đã cho
thấy rằng 20 loài cá và giáp xác đã bị biến mất hoặc giảm số lượng (Ward &
Young, 1982 trích trong Bryan & Langston, 1992).

5

Khi sinh vật sống trong môi trường bị ô nhiễm, khả năng tích tụ các chất ô nhiễm
trong cơ thể chúng là rất cao nhất là ô nhiễm kim loại, gây nguy cơ cho sức khỏe
của người tiêu thụ chúng thông qua chuỗi thức ăn. Ohi et al. (1974) trích trong
WHO (1985) đã xác định mức độ chì trong máu, trong xương đùi và trong thận
của chim bồ câu được thu thập từ những vùng nông thôn và những vùng đô thị ở
Nhật. Kết quả cho thấy rằ
ng mức độ chì cao nhất trong xương đùi của chim bồ câu
với giá trị trung bình biến động từ 16,5 đến 31,6 mg.kg
-1
ở vùng đô thị. Trong khi
đó giá trị trung bình 2,0 và 3,2 mg.kg
-1
ở vùng nông thôn. Trong máu mức độ chì
cũng có xu hướng tương tự từ 0,15 – 0,33 mg.L
-1
ở vùng đô thị, và từ 0,054 –
0,029 mg.L
-1
.
Những năm gần đây, ảnh hưởng nghiêm trọng của As đối với sức khỏe con người
cũng đã được báo cáo ở Ấn Độ, Trung Quốc, Bangladesh. Ước tính có đến hàng
triệu người có nguy cơ bị ngộ độc do ngộ độc As. Việt Nam có khoảng 10 triệu
người ở đồng bằng sông Hồng, 500 ngàn đến 1 triệu người ở ĐBSCL bị ngộ độc
mãn tính do uống nướ
c giếng khoang có chứa arsen (Berg et al., 2007). Tương tự,
sự tích tụ Cd trong gan và thận của động vật chăn thả ăn cỏ ở Úc và New Zealand
gây ảnh hưởng đến tiêu thụ sản phẩm thịt trong nước và xuất khẩu ra nước ngoài
(Robert et al., 1994, McLaughlin et al., 2000).
1.4 ĐẶC TÍNH VÀ TÁC HẠI CỦA MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG
1.4.1 Asen (As)

Asen phân bố nhiều nơi trong môi trường, chúng được xếp thứ 20 trong những
nguyên tố hiệ
n diện nhiều trong lớp vỏ của trái đất, hiện diện ít hơn Cu, Sn nhưng
nhiều hơn Hg, Cd, Au, Ag, Sb, Se (Bissen & Frimmel, 2003). Nguồn asen khổng
lồ phóng thích vào khí quyển bởi quá trình tự nhiên là sự hoạt động của núi lửa.
Khi núi lửa hoạt động, một lượng lớn arsenic khoảng 17150 tấn phóng thích vào
khí quyển (Matschullat, 2000). Trong môi trường tự nhiên, asen chủ yếu liên kết
với các khoáng mỏ sunfide. Hàm lượng arsenic tự nhiên trong đất nói chung biến
động từ 0,1 - 40 mg.kg
-1
(Tamaki & Frankenberger, 1992). Theo Murray (1994)
hàm lượng asen trong đất trung bình 2,2-25 ppm.
Nguồn gây ô nhiễm do hoạt động của con người
- Khai thác quặng mỏ (Cu, Ni, Pb, Zn), luyện kim đưa vào môi trường một
lượng lớn arsenic. Khoảng 62000 tấn arsenic phóng thích vào môi trường
hàng năm từ các hoạt động này (Bissen & Frimmel, 2003).
- Đốt các nhiên liệu hóa thạch từ các hộ gia đình, từ các nhà máy điện.
- Sử dụng thuốc diệt nấm, thuốc trừ cỏ, thuốc diệt côn trùng và công nghiệp
-
Từ khi đưa vào sử dụng DDT năm 1947 và các loại thuốc trừ sâu hữu cơ
khác có chứa các hợp chất arsenic hữu cơ (Bissen & Frimmel, 2003).
Tác hại của asen đối với sức khỏe con người:

6
Tính độc của asen phụ thuộc rất nhiều vào bản chất của các hợp chất mà nó hình
thành, đặc biệt là hoá trị. Asen hoá trị 3 độc hơn rất nhiều so với asen hoá trị 5.
Tính độc của asen vô cơ (tri ôxit asen) đối với con người đã được biết từ lâu. Liều
lượng gây chết người khoảng 50-300 mg nhưng phụ thuộc vào từng cá thể (Clark
et al.,1997). Những biểu hiện của ngộ độc asen mãn tính bao gồ
m: yếu ớt, mất

phản xạ, mệt mỏi, viêm dạ dày, viêm ruột kết, chán ăn, giảm cân, rụng tóc,... Con
người bị nhiễm độc asen lâu dài qua thức ăn hoặc không khí dẫn đến bệnh tim
mạch, rối loạn hệ thần kinh, rối loạn tuần hoàn máu, móng giòn dễ gãy với những
vạch trắng ngang móng, rối loạn chức năng gan, thận (Bissen & Frimmel, 2003).
Ngộ độc asen cấp tính có thể gây buồn nôn, khô miệng, khô họ
ng, rút cơ, đau
bụng, ngứa tay, ngứa chân, rối loạn tuần hoàn máu, suy nhược thần kinh,…
1.4.2 Cadmium (Cd)
Cd hiện diện khắp nơi trong lớp vỏ của trái đất với hàm lượng trung bình khoảng
0,1 mg.kg
-1
. Tuy nhiên hàm lượng cao hơn có thể tìm thấy trong các loại đá trầm
tích như đá trầm tích phosphate biển thường chứa khoảng 15 mg.kg
-1
. Hàng năm
sông ngòi vận chuyển một lượng lớn Cd khoảng 15000 tấn đổ vào các đại dương
(GESAMP, 1984 trích trong WHO, 1992). Hàm lượng Cd đã được báo cáo có thể
lên đến 5 mg.kg
-1
trong các trầm tích sông và hồ, từ 0,03 đến 1 mg.kg
-1
trong các
trầm tích biển (Korte, 1983 trích trong WHO, 1992). Hàm lượng Cadmium trung
bình trong đất ở những vùng không có sự hoạt động của núi lửa biến động từ 0,01
đến 1 mg.kg
-1
, ở những vùng có sự hoạt động của núi lửa hàm lượng này có thể lên
đến 4,5 mg.kg
-1

(Korte, 1983 trích trong WHO, 1992). Tuy nhiên theo Murray
(1994) hàm lượng Cd trong đất hiện diện trung bình 0,06 -1,1 ppm.
Nguồn do hoạt động của con người:
- Các ứng dụng chủ yếu của Cd trong trong công nghiệp như: lớp mạ bảo vệ
thép, chất ổn định trong PVC, chất tạo màu trong plastic và thủy tinh, và
trong hợp phần của nhiều hợp kim là một trong những nguyên nhân phóng
thích Cd vào môi trường.
- Hàm lượng của Cd trong phân lân biến động khác nhau tùy thuộc vào
nguồn gốc của đá phosphate. Phân lân có nguồn g
ốc từ đá phốt phát Bắc
Carolina chứa Cd 0,054 g.kg
-1
, phân lân có nguồn gốc từ đá Sechura chứa
hàm lượng Cd 0,012 g.kg
-1
, trong khi đó phân lân có nguồn gốc từ đá
phosphate Gafsa chứa 0,07 g.kg
-1
(Bolan et al
.
, 2003).
Tác hại của Cd đối với sức khỏe con người:
Cadmium được biết gây tổn hại đối thận và xương ở liều lượng cao. Nghiên cứu
1021 người đàn ông và phụ nữ bị nhiễm độc Cd ở Thụy Điển cho thấy nhiễm độc
kim loại này có liên quan đến gia tăng nguy cơ gãy xương ở độ tuổi trên 50
(Tobias Alfvén, 2004). Bệnh itai-itai là bệnh do sự ngộ độc Cd trầm trọ
ng. Tất cả

7
những bệnh nhân với bệnh này điều bị tổn hại thận, xương đau nhức trở nên giòn

và dễ gãy (Nogawa et al., 1999).
1.4.3 Chì (Pb)
Hàm lượng chì trung bình trong thạch quyển ước khoảng 1,6x10
-3
phần trăm
trọng lượng, trong khi đó trong đất trung bình là 10
-3
phần trăm và khoảng biến
động thông thường là từ 0,2x10
-3
đến 20x10
-3
phần trăm (Voitkevits et al., 1985).
Chì hiện diện tự nhiên trong đất với hàm lượng trung bình 10-84 ppm (Murray,
1994).
Nguồn do hoạt động của con người:
- Chì được sử dụng trong pin, trong bình ăcqui, trong một số dụng cụ dẫn
điện. Một số hợp chất chì được thêm vào trong sơn, thủy tinh, đồ gốm như
chất tạo màu, chất ổn định, chất kết gắn.
- Các sản phẩm th
ải từ ứng dụng của chì nếu không được tái chế hợp lý thải
vào môi trường làm gia tăng lượng kim loại độc hại này trong môi trường.
Ngoài ra một số hợp chất chì hữu cơ như tetraetyl hoặc tetrametyl chì được
thêm vào trong xăng đặc biệt ở những quốc gia đang phát triển.
Tác hại của chì đối với sức khỏe con người:
Trong cơ thể người, chì trong máu liên kết với hồng cầu, và tích t
ụ trong xương.
Khả năng loại bỏ chì ra khỏi cơ thể rất chậm chủ yếu qua nước tiểu. Chu kì bán rã
của chì trong máu khoảng một tháng, trong xương từ 20-30 năm (WHO,1995 trích
trong Lars Jarup, 2003). Các hợp chất chì hữu cơ rất bền vững độc hại đối với con

người, có thể dẫn đến chết người (Peter Castro & Michael, 2003).
Những biểu hiện của ngộ độc chì cấp tính như nhức đầu, tính d
ễ cáu, dễ bị kích
thích, và nhiều biểu hiện khác nhau liên quan đến hệ thần kinh. Con người bị
nhiễm độc lâu dài đối với chì có thể bị giảm trí nhớ, giảm khả năng hiểu, giảm chỉ
số IQ, xáo trộn khả năng tổng hợp hemoglobin có thể dẫn đến bệnh thiếu máu
(Lars Jarup, 2003). Chì cũng được biết là tác nhân gây ung thư phổi, dạ dày và u
thần kinh đệm (Steenland et al., 2000). Nhiễm độc chì có thể gây tác h
ại đối với
khả năng sinh sản, gây sẩy thai, làm suy thoái nòi giống (Ernest & Patricia, 2000).
1.4.4 Kẽm (Zn)
Hàm lượng kẽm trung bình trong đất và đá thông thường gia tăng theo thứ tự: cát
(10-30 mg.kg
-1
), đá granic (50 mg.kg
-1
), sét (95 mg.kg
-1
), và bazan (100 mg.kg
-1
)
(Adriano, 1986 trích trong WHO, 2001). Theo Murray (1994) hàm lượng kẽm hiện
diện tự nhiên trong đất 17-125 ppm. Cháy rừng phóng thích một lượng lớn kẽm
vào không khí. Khoảng 7600 tấn kẽm mỗi năm ở mức độ toàn cầu phóng thích vào
không khí do cháy rừng. Sự phong hoá địa chất là một trong những nguyên nhân
phóng thích kẽm vào môi trường.
Nguồn do hoạt động của con người:

8
- Khai thác quặng mỏ, luyện kim, mỗi năm trên thế giới có khoảng 1-3 triệu

tấn kẽm từ các hoạt động này đi vào môi trường đất.
- Sử dụng phân bón hoá học cũng là một trong những nguyên nhân làm gia
tăng hàm lượng kẽm trong môi trường (Alloway, 1990 trích trong Green-
Ruiz và Páez-Osuna, 2003). Lượng kẽm đi vào môi trường đất hàng năm từ
việc sử dụng phân bón trên thế giới khoảng 260–1100 tấn.
- Ngoài ra nguồn đáng kể
kẽm đi vào môi trường đất hàng năm trên thế giới
khoảng 640–1914 × 10
3
tấn từ những chất thải có chứa kẽm như chất thải
động vật, chất thải nông nghiệp, phân bón, bùn thải cống rãnh, bụi than,
nông dược (Nriagu & Pacyna, 1988 trích trong WHO, 2001).
Tác hại của Zn đối với sức khỏe con người:
Hấp thụ nhiều kẽm có thể gây nôn, tổn hại thận, lách làm giảm khả năng hấp thu
đồng và gây bệnh thiếu máu liên quan đến sự thiếu hụt đồng. Hấp thụ
kẽm trong
khẩu phần ăn hàng ngày > 1000 mg gây nôn, sốt, tổn hại thận và lách, từ 200-500
mg/ngày gây xáo trộn dạ dày, buồn nôn, hoa mắt. Hấp thụ kẽm > 100 mg/ngày gây
giảm sự hấp thụ đồng (Ivor E Dreosti, 1996).
1.4.5 Đồng (Cu)
Đồng được tìm thấy tự nhiên trong các khoáng như cuprite (Cu
2
O), malachite
(Cu
2
CO
3
.Cu(OH)
2
), azurite (2CuCO

3
.Cu(OH)
2
), chalcopyrite (CuFeS
2
), chalcocite
(Cu
2
S), và bornite (Cu
5
FeS
4
) và trong nhiều hợp chất hữu cơ. Ion đồng (II) gắng
kết qua ôxy đối với các tác nhân vô cơ như H
2
O, OH
-
, CO
3
2-
, SO
4
2-
,...đối với các
tác nhân hữu cơ qua các nhóm như phenolic và carboxylic (Cotton & Wilkinson,
1989 trích trong WHO, 1998). Vì vậy hầu hết đồng trong tự nhiên phức hợp với
các hợp chất hữu cơ (Allen & Hansen, 1996 trích trong WHO, 1998).
- Trong đá nham thạch đồng biến động từ 4-200 mg.kg
-1
, trong đá trầm tích

2-90 mg.kg
-1
(Cannon et al.,1978 trích trong WHO, 1998).
- Sự khuếch tán đồng từ các nguồn tự nhiên trung bình trên khắp thế giới
hàng năm từ bụi được mang từ gió 0,9-15 × 10
3
tấn, cháy rừng 0,1-7,5 × 10
3

tấn, hoạt động núi lửa 0,9-18 × 10
3
tấn (Nriagu, 1989 trích trong WHO,
1998).
- Đồng hiện diện tự nhiên trong lớp vỏ trái đất với hàm lượng trung bình
khoảng 60 mg.kg
-1
(Lide & Frederikse, 1993 trích trong WHO, 1998), tuy
nhiên theo (Murray, 1994) trong đất biến động từ 6-80 ppm.
Tác hại của đồng đối với sức khoẻ của con người:
Đồng được xem là một trong những nguyên tố cần thiết đối với sự phát triển của
con người, tuy nhiên sự tích tụ đồng với hàm lượng cao có thể gây độc cho cơ thể.
Cumings (1948) trích trong WHO (1998) phát hiện đồng thực sự là tác nhân độc

9
hại đối với các bệnh nhân Wilson và khám phá rằng gan và não của những bệnh
nhân này có chứa hàm lượng kim loại này rất cao.
1.4.6 Thủy ngân (Hg)
Thủy ngân hiện diện và tồn tại trong tự nhiên ở nhiều dạng khác nhau: kim loại, vô
cơ và hữu cơ (metyl và etyl thủy ngân). Tất cả những dạng này có tính độc khác
nhau và có thể ảnh hưởng đến sức khoẻ con người. Trong môi trường đất, dạng

cation Hg
2+
hiện diện là phổ biến nhất. Sự tích tụ thủy ngân trong đất có khuynh
hướng tương quan với hàm lượng vật chất hữu cơ. Hàm lượng thủy ngân trong tự
nhiên cao nhất đã được báo cáo trong đất ngập nước và đất than bùn. Hàm lượng
thủy ngân trong đất trên thế giới trung bình 0,02-0,41 ppm (Murray, 1994). Nồng
độ thủy ngân trong nước đại dương trung bình 0,001-0,004 µ.L
-1
(Olafsson, 1983
trích trong Bryan & Langston, 1992) và nồng độ Hg gia tăng gần các cửa sông
chịu ảnh hưởng từ công nghiệp (Baker, 1977 trích trong Bryan & Langston, 1992).
Thủy ngân đến từ các nguồn tự nhiên và nguồn do hoạt động của con người:
- Nguồn tự nhiên: hoạt động của núi lửa, sự phong hoá nhiều loại đá có chứa
thủy ngân.
- Nguồn do hoạt động của con người: đến từ các nhà máy điện đốt than; các
lò đốt rác thả
i; những nơi khai thác thủy ngân, vàng, đồng, kẽm, bạc; các
hoạt động luyện kim; thải bỏ các nhiệt kế và từ đốt rác thải y tế. Riêng chất
thải từ các thiết bị y tế có thể phóng thích chiếm khoảng 5% thủy ngân
trong nước thải (WHO, 2007).
Ảnh hưởng của thủy ngân đối với sức khỏe con người:
Khi thủy ngân kết hợp với các hợp chất hữu cơ và bị biến
đổi bởi các vi khuẩn và
vi sinh vật trong nước và trầm tích hình thành các hợp chất khác nhất là metyl thủy
ngân rất độc, bền và tích tụ trong chuỗi thức ăn (Peter & Michael, 2003). Trong
môi trường biển, hệ vi sinh vật có thể chuyển nhiều hợp chất thủy ngân vô cơ
thành metyl thủy ngân và hợp chất này dễ dàng phóng thích từ trầm tích vào nước,
sau đó có thể tích tụ trong các sinh vật sống (Clark et al., 1997). Metyl thủy ngân
độc hại đối với hệ thần kinh trung
ương và ngoại vi. Hít thở hơi thủy ngân có thể

ảnh hưởng tổn hại đến hệ thần kinh, tiêu hóa và miễm nhiễm, phổi, thận và có thể
tử vong. Các muối vô cơ của thủy ngân có thể phá hủy da, mắt, đường tiêu hóa, và
có thể gây ra sự tổn hại thận nếu hấp thụ (WHO, 2007). Thảm họa ngộ độc metyl
thủy ngân (bệnh Minamata) năm 1956 có hơn 2000 người bi ngộ độc trong số này
có 43 người chế
t, hơn 700 người với tàn tật nghiêm trọng suốt đời (Clark et al.,
1997).
1.5 KHÁI QUÁT VỀ VÙNG NGHIÊN CỨU
1.5.1 Vị trí địa lý
Tỉnh Cà Mau được tái lập từ cuối năm 1996, là mảnh đất tận cùng của tổ quốc

10
với 3 mặt tiếp giáp với biển: phía Đông giáp với biển Đông, phía Tây và phía Nam
giáp với vịnh Thái Lan. Tỉnh Cà Mau có các huyện nằm giáp với biển: huyện Năm
Căn, Đầm Dơi, và huyện Ngọc Hiển, trong đó huyện Ngọc Hiển là một bán
đảo, phía Bắc tiếp giáp với huyện Năm Căn, còn lại có 3 mặt tiếp giáp biển với
chiều dài bờ biển 98 km (Hình 2).

Nguồn: Sở tài nguyên Cà Mau
Hình 2: Bản đồ huyện Ngọc Hiển
1.5.2 Điều kiện tự nhiên
a. Điều kiện địa hình- đất đai
Bán đảo Cà Mau là vùng đất thấp, thường xuyên bị ngập nước, có 5 nhóm đất
chính gồm: đất phèn, đất than bùn, đất bãi bồi, đất mặn và đất kênh rạch. Nhóm
đất mặn với diện tích 150.278 ha tập trung chủ yếu ở ven Biển Ðông, phía Nam
thành phố Cà Mau, và các huyện Ðầm Dơi, Cái Nước, Ngọc Hiển và Trần Văn
Thời. Sự hình thành các bãi bồ
i ở bán đảo Cà Mau chịu ảnh hưởng bồi đắp phù sa
rất nhiều từ hệ thống sông Mê Kông. Trong mùa khô, lưu lượng chảy của sông và
sự vận chuyển trầm tích từ nội địa không mạnh như vào mùa mưa (Lap et al.,

2000). Huyện Ngọc Hiển có địa hình bằng phẳng, nhưng địa hình bị chia cắt mạnh
bởi hệ thống sông rạch tự nhiên và kênh mương chằng chịt, có nhiều con sông rất

11
rộng (sông Cửa Lớn có chiều rộng từ 400 – 1000 m). Cao trình trung bình từ 0,5-
0,7 m, thường xuyên ngập triều biển, riêng vùng ven biển Đông có địa hình cao
hơn từ 1,2-1,5m. Đất đai của huyện Ngọc Hiển có thể chia làm 4 nhóm đất chính:
đất phèn tiềm tàng mặn, đất mặn, đất bãi bồi và nhóm đất cát
( />7&idmenu=118, đọc ngày 26/06/2006)
b. Điều kiện khí hậu
Khí hậu thời tiết của huyện mang đặc trưng khí hậu gió mùa cậ
n xích đạo, khu vực
huyện Ngọc Hiển là nơi có lượng mưa cao nhất trong tỉnh Cà Mau cũng như trong
khu vực đồng bằng sông Cửu Long, với lượng mưa trung bình nhiều năm là 2.300
mm, lượng mưa giảm dần về phía Đông Bắc của huyện, tại khu vực tiếp giáp với
huyện Năm Căn có lượng mưa trung bình 2.200 mm.
c. Chế độ thuỷ văn
Hệ thống sông rạch trong tỉnh r
ất dày đặc và có chế độ dòng chảy phức tạp chịu
ảnh hưởng của cơ chế thuỷ triều biển Đông (theo chế độ bán nhật triều không đều)
và theo chế độ nhật triều của biển Tây. Biên độ triều lớn, mức triều lên cao nhất
vào tháng 12, mức triều xuống thấp nhất vào tháng 6. Chế độ thuỷ văn huyện Ngọc
Hiển chịu ảnh hưởng c
ủa chế độ bán nhật triều biển Đông, và chế độ nhật triều
Vịnh Thái Lan (Đặng Trung Tấn, 2003).

1.5.3 Tình hình phát triển kinh tế xã hội của tỉnh Cà Mau
a. Tiềm năng kinh tế-xã hội của tỉnh Cà Mau
Đặc trưng kinh tế xã hội ở Cà Mau là việc khai thác tiềm năng kinh tế đất ngập
nước, nông, lâm, ngư, nghiệp và chế biến các sản phẩm đất ngập nước. Thực tế

diện tích nuôi thủy sản ngày càng được mở rộng, càng đa dạng và thực sự trở
thành ngành kinh tế mũi nhọn của tỉnh. Việc quy hoạch chuyển đổi một số diện
tích trồng lúa nhiễm phèn mặn không có hiệu quả sang nuôi tôm kết hợp trồng lúa,
vì thế dịch vụ cung ứng tôm giống; công nghiệp chế biến thuỷ sản cũng có
tốc độ tăng nhanh
( />05.2716090641/view, đọc ngày 26/08/2006).

b. Sơ lược về huyện Ngọc Hiển
- Kinh tế xã hội
Hiện nay, trên địa bàn huyện Ngọc Hiển có 22.413 hộ, trong đó sống bằng nghề
sản xuất nông-lâm-ngư khoảng 15.235 hộ. Theo Trần Phú Cường (1999) mỗi hộ ở
rừng ngập mặn được giao đất khoán rừng bình quân là 4,69 ha. Việc giao đất rừng
cho dân sản xuất đã cải thiện đáng kể cuộc sống của nhân dân trong vùng, nh
ưng
điều này cũng gây không ít những tác hại đối với môi trường.


12
- Phân bố rừng ngập mặn
RNM Cà Mau được xem là nơi có sự đa dạng sinh học khá cao so với cả nước với
27 loài cây RNM chính thức. Hai loài mắm trắng (Avicenia alba) và đước
(Rhizophora apiculata) là 2 loài chiếm ưu thế hầu hết tại các khu rừng tự nhiên
mới lấn chiếm. Đối với rừng trồng, đước là loài được trồng thuần loài gần như duy
nhất trên nền rừng, với diện tích 35.222 ha chiếm 73,4% tổ
ng diện tích RNM của
huyện Ngọc Hiển, các loài khác được trồng nhưng không đáng kể.
- Vai trò rừng ngập mặn
Tác dụng của các dải RNM cửa sông, vùng ven biển Cà Mau đóng một vai trò
quan trọng trong bảo vệ và phát triển đất bồi tụ, hạn chế xói lở bờ, làm giảm tốc độ
gió, sóng và dòng triều vùng có đê ven biển và trong cửa sông. Khi RNM chưa bị

tàn phá nhiều thì quá trình xâm nhập mặn diễn ra chậm và phạm vi hẹp. Do b
ởi
hầu hết RNM đã được chuyển sang đầm tôm quảng canh làm hạn chế sự phân bố
của nước triều ở ven biển, cửa sông. Do đó mực nước mặn theo dòng triều lên,
được gió mùa hỗ trợ đã lấn theo các dòng sông vào sâu trong đất liền với tốc độ
lớn. Tình trạng thiếu nước ngọt ảnh hưởng đến sản xuất và sử dụng trong sinh hoạt
(Phan Nguyên Hồng và Vũ Đ
oàn Thái, 2007). RNM là nơi sinh sản, nuôi dưỡng,
và cung cấp thức ăn cho nhiều loài tôm cá có giá trị thương phẩm cao (Lee, 1995;
Rasolofo, 1997; Slim et al., 1997; Athithan & Ramadhas, 2000). Vật rụng RNM
còn cung cấp chất hữu cơ và dinh dưỡng như chất đạm và lân cho vùng ven biển từ
đây hình thành chuỗi thức ăn từ những mảnh vỡ vụn của vật rụng, và chuỗi thức ăn
này là nguồn dinh dưỡng quan trọng cho các loài thuỷ sản ven biển (Alongi, 1990;
Alongi et al., 1989; Bùi Thị Nga et al., 2006). RNM có kh
ả năng loại bỏ khá hiệu
quả các vật chất rắn và chất dinh dưỡng từ cống rãnh và từ quá trình nuôi thuỷ sản
(Paez-Osuna et al., 1998; Bùi Thị Nga et al., 2006).












13

CHƯƠNG 2: PHƯƠNG TIỆN VÀ PHƯƠNG PHÁP
2.1 ĐỊA ĐIỂM VÀ THỜI GIAN NGHIÊN CỨU
- Đề tài tiến hành thu mẫu vào tháng 8 năm 2006 (mùa mưa) và tháng 3 năm 2007
(mùa nắng).
- Các mẫu trầm tích, đất và nước được thu tại sông rạch thuộc thành phố Cà Mau
bao gồm: kênh Phụng Hiệp, kênh Tắc Vân, sông Gành Hào, cửa Gành Hào và tại
vùng ven biển huyện Ngọc Hiển bao gồm: cửa Bảy Háp, bãi bồi không có rừng,
rừng mắm và rừng đước.


Kênh Phụng Hiệp
Kênh Tắc Vân
Cửa Bảy Háp
Cửa Gành Hào
Sôn
g Gành Hào
Bãi bồi
Rừng mắm
Huyện Ngọc Hiển
Rừn
g đước

Nguồn: bản đồ du lich sinh thái
Hình 3: Sơ đồ thu mẫu tại vùng nghiên cứu

Ghi chú:
Điểm thu mẫu

14

2.2 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.2.1 Phương tiện nghiên cứu
- Dụng cụ thu mẫu đất (khoan đất, túi nhựa đựng mẫu).
- Thùng trữ lạnh.
- Máy đo pH, EC.
- Máy lắc, máy ly tâm, beaker, phiễu, giấy lọc, bình tam giác 250 ml, ống
chuẩn độ 25 ml, buret chuẩn độ, cân.
- Máy hấp thu nguyên tử đầu đốt graphite.
- Hoá chất: H
2
O
2
, H
2
SO
4
đậm đặc, H
3
PO
4
(85%), K
2
Cr
2
O

7
0.1667 M, FeSO
4

1.1 M, chất chỉ thị diphenylamin (C
6
H
5
NHC
6
H
5
), và một số hóa chất khác.
- Các chỉ tiêu phân tích được thực hiện tại phòng thí nghiệm Bộ Môn Môi
Trường & QLTNTN, phòng thí nghiệm Hoá Lý Bộ Môn Khoa Học Đất &
QLĐĐ (Khoa Nông Nghiệp& SHƯD) và Phòng Thí nghiệm Chuyên Sâu
thuộc Trường Đại Học Cần Thơ.

2.2.2 Phương pháp thu và bảo quản mẫu đất và trầm tích
- Mẫu đất và mẫu trầm tích được thu ở tầng mặt (0-20 cm), mẫu đất được thu
theo lát cắt từ bãi bồi không có rừng ngập mặn đến bãi bồi có rừng rừng
mắm và rừng đước.
- Mẫu trầm tích sông rạch thuộc nội ô thành phố Cà Mau: kênh Phụng Hiệp,
kênh Tắc Vân, sông Gành Hào, cửa Gành Hào và cửa Bảy Háp được thu
bằng gàu cạp.
- Tại mỗi điểm thu 3 mẫu (trong mỗi mẫu thu ít nhất 10 vị trí xung quanh với
bán kính 10 mét sau đó trộn lại thành 1 mẫu đại diện).
-
Mẫu sau khi thu được chứa trong các túi nhựa polyethylene được kí hiệu
theo qui định và đem về phòng thí nghiệm. Mẫu được phơi ở nhiệt độ

phòng đến khi khô, sau đó được nghiền và qua rây có mắt lưới 0.5 mm.

2.2.3 Phương pháp thu và bảo quản mẫu nước
- Các chai lấy mẫu nước sông được rửa sạch và được dán nhãn ghi đầy đủ
các chi tiết về địa điểm, ngày giờ thu mẫu.
- Dùng tay cầm chai lấ
y mẫu nhúng vào dòng nước, cách bề mặt nước độ 30-
50 cm, miệng chai lấy mẫu hướng về phía dòng nước tới (trước khi lấy mẫu
súc rửa chai hai lần bằng chính nước tại hiện trường), sau đó đậy kín miệng
chai, đối với chai phân tích pH, EC trữ lạnh ở 4
0
C, riêng đối với chỉ tiêu
phân tích kim loại nặng cho 1,5 ml HNO
3
đđ cố định mẫu. (Bảng 1).


15

Bảng 1: Dụng cụ chứa mẫu và điều kiện bảo quản mẫu nước
STT Thông số phân tích Chai đựng Thể tích Điều kiện
bảo quản
Thời gian
bảo quản
1 pH, EC, chất hữu cơ. PE 2 lít 4
0
C 4h
2 Cd PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h

3 Pb PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h
4 Cu PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h
5 As PE 1lít 1,5 mlHNO
3
đđ 24h
6 Zn PE 1lít 1,5 mlHNO
3
đđ 24h

2.2.4 Phương pháp phân tích mẫu đất, trầm tích và nước
Các chỉ tiêu mẫu đất và trầm tích được phân tích theo giáo trình phân tích mẫu đất
của Trường Đại học Wageningen, Hà Lan (Houba et al.,1995). Mẫu nước được
phân tích theo phương pháp chuẩn (APHA, 1998).
a. pH
H2O
và EC
Cân 8g đất hoặc trầm tích mịn sau khi nghiền và rây cho vào ống ly tâm có dung
tích 50 ml (tỉ lệ 1:5). Thêm vào 40 ml nước cất, lắc bằng tay cho đất phân tán đều
sau đó lắc bằng máy lắc khoảng 1 giờ. Ly tâm bằng máy ly tâm với tốc độ 2000
vòng/phút trong khoảng 4 phút sau đó lọc qua giấy lọc loại bỏ đất.
Lần lược nhúng ngập điện cực của pH, EC kế vào dung dịch trích, ghi trị số pH,
EC sau khi số đọc trên máy ổn định
b. Xác định chất hữu cơ trong đất (Phương pháp Walkley – Black)
Ôxy hóa chất hữu cơ bằng K
2
Cr

2
O
7
trong môi trường H
4
SO
4
đậm đặc
2Cr
2
O
7
2-
+ 3C
o
+ 16 H
+
4Cr
3+
+ 3CO
2
+8H
2
O
Lượng nhiệt phát ra do sự thêm H
2
SO
4
vào nước làm xúc tiến sự ôxy hóa chất
hữu cơ. Thời gian để phán ứng hoàn tất là 20-30 phút. Lượng K

2
Cr
2
O
7
dư thừa
được xác định bằng cách chuẩn độ với FeSO
4
.
K
2
Cr
2
O
7
+ 7 H
2
SO
4
+ 6 FeSO
4
Cr(SO
4
)
3
+ 3Fe
2
(SO
4
)

3
+ K
2
SO
4
+7H
2
O
Qui trình
- Cân chính xác 0.5g đất hoặc trầm tích sau khi nghiền và rây cho vào bình
tam giác. Thêm vào bình 10ml K
2
Cr
2
O
7
1N. Thêm tiếp 20ml H
2
SO
4
đậm
đặc lắc nhẹ cho đất vào hóa chất trộn lẫn với nhau. Để yên khoảng 30 phút
sau đó cho vào 200 ml nước cất. Thêm 10 ml H
3
PO
4
và 1 ml chất chỉ thị
diphenylamin.

16

- Chuẩn độ dung dịch với FeSO
4
1N cho đến khi dung dịch chuyển sang xanh
(da trời). Thêm tiếp khoảng 0.5 ml FeSO
4
đến khi dung dịch chuyển sang
màu xanh lá cây. Thêm 0.5 ml K
2
Cr
2
O
7
vào dung dịch, tiếp tục chuẩn độ
với FeSO
4
cho đến khi màu xanh biến mất.
- Đối với mẫu blank, tất cả các bước đều làm giống như trên nhưng chỉ khác
là không có đất.
c. Thành phần cơ giới
Xác định theo phương pháp ống hút Rhobinson, sa cấu được xác định theo phân
loại của USDA (1998), phương pháp này được tiến hành trên cơ sở định luật
Stock, mỗi cấp hạt sẽ rơi trong các khoảng thời gian khác nhau tuỳ thuộc vào cở
hạt và các mối quan hệ theo ph
ương trình. Vì vậy thời gian hút mẫu để xác định
các cấp hạt là rất quan trọng.
d. Kim loại nặng As, Cd, Pb, Zn, Cu trong đất và trầm tích
Nguyên lý mẫu được chiết suất với hỗn hợp axít mạnh HCl và HNO
3

để 16 giờ

tại nhiệt độ phòng, tiếp theo đun sôi để ngưng tụ trong 2 giờ. Phần chiết suất
được chắt đi và phần còn lại được làm đầy với HNO
3 .
Quy trình phân tích mẫu đất
- Cân khoảng 3 g mẫu cho vào bình phản ứng 250 ml. Làm ẩm với một ít
nước và thêm vào 21 ml HCl, HNO
3
. Thêm 15 ml HNO
3
vào bình hút, kết
hợp bình hút và bình ngưng tụ để 16 giờ tại nhiệt độ phòng.
- Đun nóng hỗn hợp phản ứng dưới điều kiện chảy ngược trong 2 giờ để đảm
bảo phần ngưng tụ thấp hơn 1/3 chiều cao của bình ngưng tụ, sau đó làm
lạnh. Đổ phần chứa bên trong bình hút và bình ngưng tụ sang bình phản
ứng. Tráng bình hút và bình ngưng tụ với hơn 10 ml HNO
3
0.5 M.
- Lấy những phần bên trong của bình phản ứng sang bình định mức 100 ml
bằng dung dịch HNO
3
0.5 M lên thể tích đến vạch, lọc bỏ cặn lắng. Mẫu
sau khi lọc được xác định bằng máy hấp thụ nguyên tử đầu đốt graphic.
e. Qui trình phân tích mẫu nước
Lấy 200 ml mẫu nước cho bình tam giác 500 ml và thêm vào 5 ml HNO
3
, sau đó
đun cho tới khi thể tích trong bình còn khoảng 15-20 ml, tiếp tục cho thêm 10 ml
HNO
3
và HClO

4
và tiếp tục đun cho tới khi bốc hơi khói của chất HClO
4
mất đi,
dừng lại để nguội lên thể tích 50 ml bằng nước cất, lọc lấy phần nước trong, sau đó
mẫu được xác định bằng máy hấp thụ nguyên tử đầu đốt graphic (APHA, 1998).
2.2.5 Phương pháp xử lý số liệu
- Sử dụng phần mềm excel để vẽ đồ thị.
- Sử dụng phần mềm SPSS để xử lý số liệu. Sử dụ
ng kiểm định Duncan ở
mức ý nghĩa 5% để đánh giá sự khác biệt về hàm lượng kim loại nặng trong
vùng nghiên cứu theo các điểm thu mẫu trong cùng một mùa. Dùng T tets

17
để đánh giá sự khác biệt hàm lượng trung bình các kim loại nặng tại các
điểm thu mẫu giữa hai mùa.
- Phân tích tương quan để xác định mối tương quan giữa pH, chất hữu cơ đối
với các kim loại nặng trong mẫu đất, mẫu trầm tích và giữa các kim loại với
nhau.

18

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Dựa vào đặc điểm, nguồn gốc của hệ thống sông-rạch tại tỉnh Cà Mau và sự phân
bố rừng của huyện Ngọc Hiển, tỉnh Cà Mau. Việc thu mẫu trầm tích tại kênh
Phụng Hiệp, Tắc Văn, sông Gành Hào, cửa Gành Hào, cửa Bảy Háp, và bãi bồi
(không có rừng) và mẫu đất được thu tại rừng mắm và rừng đước được thực hiện.
Đề tài theo dõi sự biến động củ
a pH, EC, chất hữu cơ, và thành phần cơ giới của
mẫu trầm tích và mẫu đất vào mùa mưa và mùa nắng, những yếu tố này có khả
năng ảnh hưởng đến hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích và trong đất tại vùng
nghiên cứu.
Ngoài việc xác định hàm lượng kim loại nặng (As, Cd, Hg, Pb, Cu , Zn) trong đất
và trầm tích, thì nồng độ các kim loại này trong nước cũng được đề cập trong phần
kết quả của

đề tài nhằm tìm hiểu sự tương quan giữa các kim loại trong đất, trầm
tích với KLN trong nước nước. Mặt khác chiến lược phát triển kinh tế của vùng
ven biển tỉnh Cà Mau phần lớn lại phụ thuộc vào diện tích nước mặt, nước biển
ven bờ sử dụng cho nuôi thủy sản. Do vậy phân tích nồng độ KLN trong nước của
nghiên cứu này rất hữu ích cho các nghiên cứu tiếp theo về sự hiện diệ
n và tích tụ
KLN trong đất, trầm tích và trong nước ở vùng ven biển tỉnh Cà Mau
Bảng 2: Tổng hợp một số đặc tính hóa học và vật lý của trầm tích và đất mặt tại
vùng nghiên cứu

Vị trí thu mẫu

pH
H2O
(1:5)
EC
mS/cm

CHC
(%C)
TPCG (%)
Kênh Phụng Hiệp 6.5 7.9 3.9 -
Kênh Tắc Vân 6.7 7.6 3.6 -
Sông Gành Hào 6.8 6.8 3.1 thịt TB pha sét
Cửa Gành Hào 7.7 5.5 2.0 sét pha thịt
Cửa Bảy Háp 6.8 8.6 4.7 thịt TB pha sét
Bãi Bồi 7.7 7.3 3.3 sét pha thịt
Rừng mắm 7.1 8.8 3.7 sét pha thịt
Rừng đước 6.0 8.6 5.1 sét pha thịt
Một số đặc điểm hóa học và vật lý của mẫu trầm tích và mẫu đất trong vùng

nghiên cứu được trình bày trong bảng 2. Kết quả cho thấy trong mẫu trầm tích, pH
dao động không đáng kể tại các sông rạch và cửa sông (6,5 – 7,7), đây là khoảng
biến động được tìm thấy phổ biến trong trầm tích sông và biển (Edward et al.,
2004
)
. pH giảm dần từ bãi bồi đến rừng mắm và rừng đước biến động trong
khoảng 6,0 – 7,7.

19
Giá trị EC cao nhất được tìm thấy ở vùng đất rừng ven biển, trung bình tại các
điểm dao động từ 5,5 – 8,8 mS/cm. Nhìn chung EC tại vùng cửa sông và ven biển
cao hơn so với các điểm trong sông rạch nội ô thành phố Cà Mau.
Chất hữu cơ trong mẫu trầm tích và mẫu đất rừng dao động trong khoảng 2,0 –
5,1% và là khoảng biến động thông thường trong trầm tích biển (Ponce, 1996 trích
trong Carrasco et al., 2003). Hàm lượng chất hữu cơ cao đáng kể trong đất r
ừng so
với trong trầm tích. Kết quả khảo sát thành phần cơ giới cho thấy đất tại các điểm
sông rạch, bãi bồi và vùng ven biển có rừng chủ yếu sét pha thịt và thịt trung bình
pha sét, trong đó sét pha thịt chiếm ưu thế tập trung ở vùng cửa sông và vùng đất
rừng.
3.1 pH
H2O
TẠI VÙNG NGHIÊN CỨU
3.1.1 pH
H2O
trong trầm tích và pH đất rừng
pH trầm tích tại các sông, rạch và pH đất rừng dao động trung bình từ 5,3 - 7,7.
Giá trị pH tăng dần từ sông rạch trong nội ô thành phố Cà Mau ra đến cửa sông
Gành Hào, đạt giá trị cao nhất vào mùa khô tại cửa sông Gành Hào và khu vực bãi
bồi không có rừng. pH đất thấp nhất có ý nghĩa thống kê được tìm thấy ở khu vực

rừng đước và khác biệt so với pH đất ở rừng mắm. Khảo sát thực tế cho th
ấy sinh
khối vật rụng trong rừng đước cao hơn so với rừng mắm, lượng rơi rụng càng
nhiều càng làm gia tăng lượng hữu cơ đến từ quá trình phân hủy vật rụng được lưu
giữ ở nền rừng (Nga, 2004). Do vậy, pH đất ở các vùng đất RNM thường có tính
hơi chua hoặc trung tính yếu (Bảng 3).
Bảng 3: pH
H2O
trong trầm tích và trong đất tại ven biển huyện Ngọc Hiển, Cà Mau

KPH TV SGH CGH CBH BB RM RĐ
Mùa mưa
6,3
b
6,5
b
6,7
b
7,7
a
6,7
b
7,6
a
6,5
b
5,3
c
Mùa nắng
6,7

b
7,0
b
6,9
b
7,7
a
6,8
b
7,7
a
7,6
a
6,8
b
Những số trong cùng một hàng có mẫu tự theo sau giống nhau thì không khác biệt có ý nghĩa thống kê 5%
qua phép thử Duncan.
Ghi chú: KPH: kênh Phụng Hiệp CBH: cửa Bảy Háp
TV: sông Tắc Vân BB: Bãi bồi không có rừng
SGH: sông Gành Hào RM: Rừng mắm
CGH: cửa Gành Hào RĐ: Rừng đước

Kết quả nghiên cứu của chúng tôi phù hợp với nghiên cứu của Loi et al., (2002),
đã tìm thấy pH đất trong vùng đước trồng huyện Ngọc Hiển dao động khoảng 5,7
– 6,5. Nhìn chung, pH đất tại vùng nghiên cứu có khuynh hướng giảm vào mùa
mưa, đặc biệt pH có tính hơi chua ở khu vực rừng đước, từ sông rạch ra đến của
biển thì pH mang tính trung tính và hơi kiềm. Mặc dù pH đất ở trong khu vực rừng
mắm có thấp nhưng vẫ
n còn trong khoảng thích hợp cho sự phát triển của các loài
cây ngập mặn (pH = 5- 8)

20
3.1.2 pH nước
Trong môi trường nước pH là yếu tố ảnh hưởng đến tính tan, độ pha loãng và hoạt
tính của chất gây độc (Lê Huy Bá, 2000). Trung bình pH nước tại các điểm khảo
sát nằm trong khoảng trung tính từ 7,1 - 7,2. Hầu hết giá trị pH ở các sông rạch và
khu vực RNM nằm trong khoảng thích hợp cho sự phát triển của các loài thủy sinh
vật. Kết quả về pH nước của đề tài phù hợp với các nghiên cứu về chất lượng nướ
c
ở hầu hết các thủy vực ven biển, có giá trị pH từ trung tính đến kiềm (Nga, 1998;
Zitzen, 1999, Frozen & Rosenbom 1998).
Trung bình pH đất có khuynh hướng thấp hơn so với pH nước trong vùng rừng
đước (Hình 4). Điều này có thể là do sự phân hủy chất hữu cơ từ vật rụng của rừng
đã tích tụ lại trong đất rừng, và khi chất hữu cơ được phân hủy gây cho đất có tính
chua hơn (Phan Nguyên Hồng, 1999; Bùi Thị Nga, 2004). Chúng tôi tìm thấy pH
đất và nước t
ại các vị trí trên sông rạch có mối tương quan thuận (r = 0,621**).
Trong khu vực đất rừng ven biến tương quan thuận giữa pH đất và pH nước thấp
hơn so với trong sông rạch nội ô với r =

0,543*. Điều này có thể thấy trong khu
vực rừng ngập ven biển pH đất và nước bị ảnh hưởng đáng kể bởi vật rơi rụng
trong rừng.

Hình 4: pH nước và đất tại sông rạch trong nội ô và ven biển huyện Ngọc Hiển
3.2 EC TẠI VÙNG NGHIÊN CỨU

3.2.1 EC trong trầm tích và trong đất rừng
Kết quả trình bày ở hình 5 cho thấy EC trong trầm tích và đất rừng dao động trong
khoảng 4,0 - 11,3 mS/cm. EC giảm đáng kể vào mùa mưa so với mùa nắng ở các
sông rạch quanh thành phố Cà Mau như: Phụng Hiệp, Tắc Vân, sông Gành Hào;
trong khi đó EC trong trầm tích tại vùng của sông (cửa Gành Hào, cửa Bảy Háp),
bãi bồi, cũng như đất rừng không dao động lớn giữa mùa mưa và mùa nắng. Biến

21
động EC phụ thuộc vào sự hòa tan của các kim loại trong đất, nồng độ hòa tan
càng cao thì giá trị EC càng gia tăng (Lê Văn Khoa, 1999). Đối với vùng ven biển,
EC được quyết định bởi các ion có trong các muối hòa tan như Na
+
, Ca
2+
,
Mg
2+
. Do
vậy vào mùa mưa độ mặn của các sông rạch giảm đáng kể, nên EC giảm.
Vào mùa mưa EC trong trầm tích tăng dần từ sông rạch đến vùng cửa sông ven
biển, và bãi bồi. Kết quả thống kê cho thấy EC trong mẫu trầm tích giữa các điểm
kênh Phụng Hiệp, Tắc Vân, sông Gành Hào không có sự khác biệt, nhưng có sự
khác biệt so với các vùng bãi bồi và đất rừng (Bảng 4). Trong khi đó EC trong mẫu

trầm tích ở sông rạch t
ăng cao và có sự khác biệt có ý nghĩa so với vùng cửa sông,
bãi bồi và đất rừng vào mùa nắng.











Hình 5: EC trong trầm tích và trong đất tại các điểm thu mẫu

Trong mùa nắng các kênh rạch trong nội ô bốc hơi mạnh nên hàm lượng các ion
hòa tan tăng cao, vả lại lưu lượng nước trao đổi trong thủy vực ít đi, khả năng trao
đổi giữa đất và môi trường biển thấp. Do vậy EC trong mẫu trầm tích ở sông rạch
lúc này cao hơn so với nơi khác (Bảng 4)
Bảng 4: EC (mS.cm
-1
) trong trầm tích và trong đất tại các điểm nội ô thành phố và
ven biển huyện Ngọc Hiển
Điểm thu
Kênh Phụng
Hiệp
Tắc
Vân
sông Gành

Hào
cửa Gành
Hào
cửa Bảy
Háp
Bãi
Bồi
Rừng
mắm
Rừng
đước
Mùa mưa 5,1
cd
3,9
d
4,5
d
6,6
bc
7,8
ab
7,9
ab
8,9
a
8,4
ab
Mùa nắng 10,7
ab
11,3

a
9,1
c
4,3
c
9,5
bc
6,6
d
8,8
c
8,9
c
Những số trong cùng một hàng có mẫu tự theo sau giống nhau thì không khác biệt có ý nghĩa thống kê 5%
qua phép thử Duncan.

3.2.2 EC trong nước.

22
EC trong nước tăng dần từ sông rạch đến vùng cửa sông ven biển. Đặc biệt cao ở
vùng bãi bồi và đất rừng. Kết quả EC trong nước phù hợp với sự phân bố độ mặn
trong vùng nghiên cứu, độ mặn tăng dần từ sông rạch ra đến cửa sông ven biển.
Điều này cho thấy ở vùng ven biển với chế độ triều đóng vai trò quan trọng, không
chỉ ảnh hưởng đến tính chấ
t dòng chảy của sông rạch và sự vận chuyển phù sa, mà
còn ảnh hưởng đến độ mặn của môi trường nước trong vùng. Tuy nhiên, đối với
khu vực bãi bồi và khu vực rừng do thường xuyên tiếp xúc và trao đổi với nước
biển nên chênh lệch độ mặn vùng này không lớn như các vùng nằm sâu trong sông
rạch (Hình 6).

Hình 6: EC trong đất và nước tại các điểm nội ô và vùng ven biển
3.3 CHẤT HỮU CƠ TRONG TRẦM TÍCH VÀ TRONG ĐẤT
Chất hữu cơ tại vùng nghiên cứu không khác biệt giữa mùa mưa và mùa nắng dao
động từ 1,6 – 6,2 % (Hình 7).














23

Hình 7: CHC trong đất tại các điểm trong nội ô và ven biển huyện Ngọc Hiển

Hàm lượng chất hữu cơ cao nhất được tìm thấy trong đất rừng và khác biêt có ý
nghĩa thống kê so với chất hữu cơ trong trầm tích vào mùa nắng (Bảng 5). Lượng
hữu cơ trong đất rừng đước cao là do sinh khối vật rụng trong rừng đước cao và
khi vật rụng phân hủy cung cấp lượng hữu cơ cho đất rừng (Nga et al., 2005).
Nghiên cứu của đề tài chỉ ra rằng hàm lượng chất hữu cơ
càng cao thì pH càng
thấp. Kết quả phân tích cho thấy chất hữu cơ trong đất và pH có tương quan
nghịch (r= -0,743
*
).

Bảng 5: Giá trị chất hữu cơ trong trầm tích và trong đất rừng tại vùng nghiên cứu
Điểm
KPH TV SGH CGH CBH BB RM RĐ
Mùa mưa
3,9
bc
2,9
cd
3,2
bcd
2,4
d
4,5
b
3,4
bcd
4,1

bc
6,2
a
Mùa nắng
3,9
bc
4,2
ab
2,9
d
1,6
e
5,0
a
3,2
cd
3,4b
cd
4,0
abc
Những số trong cùng một hàng có mẫu tự theo sau giống nhau thì không khác biệt có ý nghĩa thống kê 5%
qua phép thử Duncan.

3.4 THÀNH PHẦN CƠ GIỚI CỦA ĐẤT TẠI VÙNG KHẢO SÁT
Qua phân tích thành phần cơ giới cho thấy đất trong vùng khảo sát chủ yếu là hạt
thịt chiếm tỷ lệ khá cao từ 50 - 69%, kế đến là sét chiếm khoảng 30 - 50%, còn lại
là cát chiếm với tỷ lệ thấp từ 0 - 2%. Dựa vào tam giác sa cấu (Soil Survey Staff,
1998) chúng tôi xét thấy đất trong vùng nghiên cứu là sét pha thịt chiếm ưu thế
được phân bố trong vùng cửa sông, bãi bồi và đất rừng (Bảng 6).
Bảng 6: Thành phần cơ giới của mẫu trầm tích và trong đất tại các sông rạch thành

phố và vùng ven biển huyện Ngọc Hiển, tỉnh Cà Mau








Ký hiệu mẫu %Cát
0.05-2mm
%Thịt
0.002-0.05mm
%Sét
<0.00mm
Phân loại
(USDA, 1998)
Sông Gành Hào 2 66 32 thịt TB pha sét
Cửa Gành Hào 0 50 50 sét pha thịt
Cửa Bảy Háp 1 69 30 thịt TB pha sét
Bãi Bồi 1 53 47 sét pha thịt
Rừng Đước 1 51 48 sét pha thịt
Rừng Mắm 2 58 40 sét pha thịt
3.5 HÀM LƯỢNG THỦY NGÂN (Hg) TẠI VÙNG NGHIÊN CỨU
Thủy ngân kết hợp với hợp chất hữu cơ bị biến đổi bởi các vi khuẩn, vi sinh vật
trong nước kể cả trong trầm tích để hình thành các hợp chất độc nhất là metyl thủy
ngân- rất độc, bền và tích tụ trong chuỗi thức ăn (Peter & Michael, 2003). Các hợp
chất này dễ dàng phóng thích từ trầm tích vào nước, có thể tích tụ cao trong các

24

sinh vật sống (Clark et al., 1997). Do vậy chúng tôi tiến hành thu và phân tích thủy
ngân trong mẫu đất, trầm tích và mẫu nước, kết quả cho thấy sự hiện diện của thủy
ngân trong vùng nghiên cứu hầu như không có (ở mức độ phát hiện vết), nên phần
kết quả thảo luận không đề cập chi tiết về thủy ngân.

3.6 HÀM LƯỢNG ARSENIC (AS) TẠI VÙNG NGHIÊN CỨU
3.6.1 Hàm lượng arsenic (As) trong trầm tích và đất rừng
Kết quả khảo sát cho thấy hàm lượng As trong trầm tích có khuynh hướng tăng
dần từ sông rạch đến cửa sông và cửa biển, trung bình dao động từ 3,23 -14,97
mg.kg
-1
. Hàm lượng cao nhất được tìm thấy tại bãi bồi và cửa sông Gành Hào khác
biệt có ý nghĩa thống kê so với các sông rạch khảo sát (Bảng 7). Theo Lê Huy Bá
(2000), trầm tích chủ yếu là bùn lắng chứa nhiều kim loại nặng, và có hiện tượng
keo tụ tự nhiên ở vùng cửa sông nên hàm lượng kim loại nặng tại các vùng này
khá cao. Hơn nữa trầm tích tại các sông rạch thành phố cũng là nơi ô nhiễm kim
loại nặng do chất thải đô thị mang lạ
i. Kết quả nghiên cứu của chúng tôi phù hợp
với nghiên cứu của Spencer et al., (2003), ông cho ra rằng vùng bãi bồi ven biển
và vùng cửa sông thường là nơi tích tụ và lưu giữ các chất ô nhiễm nhất là KLN.
Hàm lượng As trong đất rừng mắm và rừng đước vào mùa mưa không khác biệt so
với trong trầm tích thuộc sông rạch nôi ô thành phố Cà Mau nhưng lại khác biệt
với hàm lượng As tại cửa sông Bảy Háp và bãi bồi (Bảng 7). Theo Bryan &
Langston (1992) As thường đi vào vùng cửa sông
ở các dạng vô cơ bởi sự phân
hủy của đá và quặng mỏ có chứa As trong quá trình phong hoá. Trong quá trình
trộn lẫn giữa nước mặn và nước ngọt, lượng lớn As vô cơ hoà tan này hấp thụ lên
sự kết tủa của các ôxi hi trô xít sắt dẫn đến sự gia tăng As trong trầm tích tại vùng
cửa sông. Có khoảng 80 -100% As vô cơ hoà tan đi vào cửa sông Restronguet
Creek nước Anh tương đương 9,3 tấn hàng năm giữ lại trong trầm tích bở

i quá
trình này.

Bảng 7: Hàm lượng trung bình As (mg.kg
-1
) trong trầm tích và trong đất tại sông
rạch thành phố Cà Mau và vùng ven biển huyện Ngọc Hiển, Tỉnh Cà Mau
Điểm thu mùa nắng mùa mưa
Kênh Phụng Hiệp 4,47
b
4,10
d
Kênh Tắc Vân 3,23
b
8,33
c
Sông Gành Hào 4,90
b
10,77
bc
Cửa Gành Hào 6,07
b
14,97
a
Cửa Bảy Háp 10,87
a
10,88
bc
Bãi bồi 13,53
a

12,50
ab
Rừng mắm 5,60
b
11,93
b
Rừng đước 5,40
b
9,63
bc
.
Các giá trị trung bình trong cùng một cột có mẫu tự theo sau giống nhau thì không khác biệt có ý
nghĩa thống kê 5% qua phép thử Duncan


25