Tải bản đầy đủ (.pdf) (24 trang)

NGHIÊN cứu cơ CHẾ CHUYỂN hóa và ĐÁNH GIÁ NGUY cơ rủi RO sức KHỎE của ASEN và CADIMI TRONG NUÔI TRỒNG THỦY sản có sử DỤNG nƣớc THẢI đô THỊ tại hà nội TT

Bạn đang xem bản rút gọn của tài liệu. Xem và tải ngay bản đầy đủ của tài liệu tại đây (930.99 KB, 24 trang )

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
*****************

LÊ THÁI HÀ

NGHIÊN CỨU CƠ CHẾ CHUYỂN HÓA VÀ ĐÁNH GIÁ NGUY CƠ
RỦI RO SỨC KHỎE CỦA ASEN VÀ CADIMI TRONG NUÔI TRỒNG
THỦY SẢN CÓ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TẠI HÀ NỘI

Chuyên ngành: Khoa học môi trường
Mã số: 62440301

DỰ THẢO TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ
KHOA HỌC MÔI TRƢỜNG

1

Hà Nội - 2017


Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học
Quốc gia Hà Nội
Người hướng dẫn khoa học:
1. PGS.TS. Nguyễn Thị Hà
2. TS. Từ Hải Bằng

Phản biện 1: …………………………………….
Phản biện 2: …………………………………….
Phản biện 3: …………………………………….



Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng chấm Luận án Tiến sĩ cấp Đại học
Quốc gia tại Trường Đại học Khoa học Tự nhiên Hà Nội vào hồi…….giờ……., ngày
………tháng……….năm …...

Có thể tìm hiểu Luận án Tiến sĩ tại:
- Thư viện Quốc gia Việt Nam;
- Trung tâm thông tin Thư viện, Đại học Quốc gia Hà Nội
2


MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của nghiên cứu
Việc sử dụng nguồn nước thải có nồng độ kim loại nặng và á kim cao có thể
gây ra hiện tượng cá chết hàng loạt và ảnh hưởng nghiêm trọng tới sức khoẻ người sử
dụng nguồn thực phẩm này thông qua chuỗi thức ăn như cá, rau trong ao (Järup L,
2003). Các dạng tồn tại về mặt vật lý, hóa học có thể của các thành phần kim loại
trong ao nuôi có làm tăng mức độ nguy hại hoặc giảm bớt nguy hại cho hệ thống.
Ngoài ra sự phân bố của các chất ô nhiễm vào các thành phần môi trường trong ao
cũng ảnh hưởng đến nguy cơ lan truyền và gây tác động. Ví dụ như với sự hấp phụ lên
bề mặt của các hạt lơ lửng trong nước sẽ khiến cho các yếu tố độc hai sẽ thâm nhập
vào một số loại cá nuôi trong ao thông qua thức ăn do cá sử dụng các hạt lơ lửng làm
thức ăn (Craggs, 2005). Mặt khác nếu sự sa lắng của các chất xuống lớp bùn đáy là cơ
chế chuyển hóa chính trong hệ thống thì nồng độ các chất độc hại trong ao sẽ bị giảm
xuống do đã được giữ lại phần lớn trong lớp bùn đáy, tuy nhiên nếu sử dụng lớp bùn
đáy này để làm phân bón thì có thể sẽ phát tán các thành phần độc hại ra môi trường
bên ngoài và cũng có thể gây hại cho sức khỏe con người do thâm nhập qua cây trồng.
Đã có khá nhiều nghiên cứu trong và ngoài nước về các hệ nuôi trồng thủy sản
sử dụng nước thải tuy nhiên các nghiên cứu này tập trung chủ yếu vào các thành phần
dinh dưỡng và các vi sinh vật trong ao cá, chưa đề cập đến các kim loại, á kim độc hại

và dạng tồn tại, phân bố của chúng khi di chuyển vào hệ thống nuôi trồng và thâm
nhập vào chuỗi thức ăn ảnh hưởng đến người sử dụng. Do vậy, việc đánh giá mức độ
nguy hại của việc sử dụng nước thải đô thị trong nuôi cá thông qua nghiên cứu về
dạng tồn tại và phân bố của một số kim loại và á kim và đánh giá rủi ro việc tái sử
dụng nước thải trong nông nghiệp giúp định lượng được các rủi ro có thể xảy ra, nguy
cơ tích tụ các chất độc hại trong sản phẩm cá nhằm đưa ra giải pháp bảo đảm an toàn,
có định hướng xử lý nước thải hợp lý, bảo vệ sức khỏe con người là cần thiết và mới
tại Việt Nam cũng như trên thế giới. Xuất phát từ thực tiễn đó, luận án đã thực hiện đề
tài “Nghiên cứu cơ chế chuyển hóa và đánh giá nguy cơ rủi ro sức khỏe của asen và
cadimi trong nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải đô thị tại Hà Nội”.
2. Mục tiêu nghiên cứu:
Đánh giá nguồn, dạng tồn tại và sự phân bố của asen và cadimi trong hệ thống
ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị và đánh giá lượng hóa rủi ro đối với sức khỏe hệ
sinh thái và sức khỏe con người từ đó đưa ra những đề xuất phù hợp để đảm bảo an
toàn cho người sản xuất và tiêu thụ sản phẩm.
3. Nội dung nghiên cứu:
- Nghiên cứu hiện trạng sử dụng nước thải đô thị nuôi cá tại Hà Nội, tập trung
vào khu vực quận Hoàng Mai và Thanh Trì.
- Nghiên cứu dạng tồn tại và phân bố của As và Cd trong các ao nuôi trồng thủy
sản có sử dụng nước thải trên cơ sở xem xét hình thái tồn tại, mức ô nhiễm và
3


phân bố các dạng tồn tại của cadimi và asen trong các mẫu ao nuôi cá sử dụng
nước thải đô thị.
- Đánh giá nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe con người của
As và Cd dựa trên dạng, nồng độ, sự phân bố trong nước, trầm tích, thủy sinh
(cá, rau) cân bằng khối khi đi vào cơ thể con người thông qua chuỗi thức ăn.
- Đề xuất các giải pháp sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời
đảm bảo an toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống.

4. Đối tƣợng, phạm vi nghiên cứu
Thành phần Cd, As trong nước thải đô thị (sông Tô Lịch) sử dụng trong nuôi
trồng thủy sản (nuôi cá) và nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái và sức khỏe. Nghiên
cứu tại 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá không sử
dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội.
5. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án
Luận án đưa ra được dữ liệu về sự tồn tại, phân bố của Cd và As trong hệ thống
nuôi trồng thủy sản sử dụng nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh
học và nguy cơ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe.
Ý nghĩa thực tiễn: góp phần đề xuất các giải pháp tái sử dụng an toàn nước thải
đô thị trong nông nghiệp nói chung và nuôi trồng thủy sản nói riêng ở Việt Nam và
các nước có điều kiện tương tự.
6. Đóng góp mới của luận án:
- Lần đầu tiên đã đánh giá được các dạng tồn tại về vật lý, hóa học và sự phân bố
của As và Cd trong nước, trầm tích, thủy sinh (cá, rau) của hệ ao nuôi cá sử dụng
nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh học và nguy cơ rủi ro đến
hệ sinh tại và sức khỏe.
-

Đã đánh giá định lượng được mức độ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và rủi ro sức
khỏe con người liên quan đến sử dụng cá nuôi bằng nước thải đô thị bị nhiễm asen
và cadimi.

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN
1.1.

HIỆN TRẠNG SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TRÊN THẾ GIỚI VÀ
VIỆT NAM

1.1.1. Đặc tính nƣớc thải đô thị

Các thành phần của nước thải đô thị được xác định bởi nhiều yếu tố, bao gồm
thói quen và điều kiện sống, tỉ lệ nước thải từ hộ gia đình và công nghiệp, y tế cũng
như thiết kế của hệ thống thu gom và xử lý nước thải (Henze và Comeau, 2008,
Metcalf và Eddy, 2003). Thành phần các chất trong nước thải rất đa dạng tồn tại dưới
dạng các chất lơ lửng, dạng keo hoặc hòa tan, có kích thước từ 10-4 đến 10-6 mm, các
chất vô cơ chiếm đến 48% (Fe, Mg, Ca, Si…), các chất hữu cơ chiếm đến 52%
(Henze và Comeau, 2008).
4


1.1.2. Sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản trên thế giới
Nước thải dùng để nuôi cá có thể dùng trực tiếp hoặc qua một hồ ổn định để
giảm/tách bớt một phần các thành phần ô nhiễm, nguy hại. Hai qui trình sử dụng nước
thải được minh họa ở hình 1.1.
Quy trình 1:
Nước thải

Hồ ổn định

Ao cá

Quy trình 2
Nước thải

Ao cá

Nước thải
được xử lý

Nước thải

được xử lý

Hình 1.1. Hệ thống thường gặp của ao/hồ nuôi cá bằng nước thải

Nước thải được sử dụng rộng rãi cho việc tưới tiêu ở một số quốc gia, ví dụ
67% tổng số nước thải của Israel, 25% ở Ấn Độ và 24% ở Nam Phi được tái sử dụng
để tưới tiêu thông qua kế hoạch trực tiếp, mặc dù tái sử dụng không theo kế hoạch là
lớn hơn đáng kể. Trong thập kỷ qua, đã có lo ngại rằng thế giới đang tiến tới một cuộc
khủng hoảng nước (Henze và Comeau, 2008). Về lý thuyết, các kim loại nặng có thể
được loại bỏ trong ao ổn định ắng chất thải (Waste Stabilization Pond – WSP) nhờ
quá trình lắng đọng, hấp phụ, tích lũy sinh học, tạo phức, kết tủa… [Craggs, 2005]
1.1.3. Hiện trạng sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam
Theo ước tính khoảng 30-40% nước thải công nghiệp chưa được xử lý thải
trực tiếp vào môi trường. Hiện trầm tích ở các con sông tiếp xúc với nước thải của Hà
Nội đã bị ô nhiễm các kim loại, các thành phần nguy hại (PTEs- Potentially Toxic
Elements), đặc biệt là cadImi. Marcussen (2007) và Ingvertsen [3] kết luận rằng nồng
độ Cd, As và Pb đều cao hơn các tiêu chuẩn của Việt Nam trong đất. Hà [4], Hồ và
Egashira (2000) Marcussen (2007)cũng cho thấy nước thải đổ về các sông của Hà Nội
bị ô nhiễm cao các kim loại nặng khác.
Thành phố Hà Nội là một trong các tỉnh thành có hoạt động nuôi trồng thủy sản
sử dụng nước thải đô thị với các hệ thống nuôi thủy sản sử dụng nước thải lớn nhất
nằm ở quận Thanh Trì và Hoàng Mai, ở phía Đông Nam. Tổng diện tích nuôi cá
khoảng 1.680 ha và phần lớn tập trung ở các xã Yên Sở, Trần Phú, Hoàng Liệt và làng
Tân Triều thuộc quận Thanh Trì và Hoàng Mai. Diện tích sử dụng cho sản xuất nuôi
cá ở quận Hoàng Mai và huyện Thanh Trì được duy trì ổn định trong suốt 20 năm qua
(Kaplan và nnk, 1987). Theo kết quả khảo sát của Viện Khoa học Môi trường và Phát
triển (VESDEC) năm 2014, mỗi ngày hệ thống sông, hồ trên địa bàn thành phố Hà
Nội tiếp nhận hàng triệu m3 nước thải công nghiệp, nước thải đô thị. Dự báo, lượng
nước thải sinh hoạt trên địa bàn thành phố Hà Nội sẽ lên đến 440.934 m3/ngày đêm
vào năm 2020.

5


1.2. HÌNH THÁI VÀ CHUYỂN HÓA CỦA MỘT SỐ KIM LOẠI TRONG AO
NUÔI TRỒNG THỦY SẢN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ
1.2.1. Hình thái và chuyển hóa của cadimi trong tự nhiên
Phần lớn lượng cadimi trong môi trường nước là do khuếch tán có nguồn nước
ô nhiễm từ nhiều nguồn khác nhau. Cadimi đã được phát hiện trong nước thải có
nguồn gốc từ công nghiệp, thương mại, và khu vực tư nhân, với nồng độ cadimi trung
bình cao nhất được phát hiện trong nước thải mới (<5 năm) nhà ở tư nhân (0,375
mg/L) (Hanh Thi Duong, 2015).

Lắng đọng
Nước
thải

Đô
thị

Công
nghiệp

Nông nghiệp

Khai
thác mỏ

Chảy
tràn
Cửa sông



Tảo

Biển
Tảo

Trầm tích

Hình 1.1. Các nguồn thải Cd và dòng di chuyển trong môi trường vùng ven biển

Trong nước ngọt, cadimi là hiện nay chủ yếu là ion cadimi (II) và Cd(OH)2 và
CdCO3 trong phức chất. Một số hợp chất cadimi, như cadimi sulfide, cadimi cacbonat,
và cadimi oxide không tan trong nước.
1.2.2. Hình thái và chuyển hóa asen trong tự nhiên
Asen có mặt trong nước tự nhiên với nồng độ thấp, chỉ khoảng vài 1µg/L hoặc
nhỏ hơn. Nồng độ asen trong nước biển ở khoảng 1 - 8µg/L, trong nước ngọt không ô
nhiễm là 1 - 10µg/L và tăng cao đến 100 – 5.000µg/L tại những vùng có khoáng hóa
sulfur và vùng mỏ. Trong nước, asen thường tồn tại ở dạng asenat (As(V)) hoặc asenit
(As(III)). Các hợp chất asen hữu cơ dạng metyl hóa như MMA – axit monometyl
asonic, DMA – axit dimethyl asonic, TMA – axit trimetyl asonic có mặt một cách tự
nhiên trong nước là kết quả của hoạt động sinh học.

6


1.3. ĐÁNH GIÁ RỦI RO LIÊN QUAN ĐẾN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ
TRONG NUÔI TRỒNG THỦY SẢN
1.3.1. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro và đánh giá nguy cơ rủi ro của độc chất đến
hệ thủy sinh vật

 Đánh giá rủi ro môi trường: Rủi ro = Nguy hại + Tiếp xúc
Đánh giá và mô tả rủi ro theo “the quotient” (thương số) biểu thị cho nồng độ
dự báo (PEC) hoặc nồng độ đo đạc (MEC) được chia bởi một nồng độ dự báo ngưỡng
(PNEC):
RQ= MEC (PEC)/PNEC
(1.1)
Trong đó:
RQ: Hệ số rủi ro
MEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua đo đạc
PEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua dự báo
PNEC: Nồng độ dự báo ngưỡng không gây ảnh hưởng
Khi: RQ <1: Rủi ro thấp; RQ ≥ 1: Rủi ro cao
Đặc biệt là rủi ro sinh thái sử dụng các cấp độ đánh giá chi tiết hơn:
RQ từ 0,01 đến 0,1: Rủi ro thấp
RQ từ 0,1 đến 1: Rủi ro trung bình
RQ ≥ 1: Rủi ro cao
Khi giá trị thương số (quotient) RQ >1, rủi ro được xem là đáng kể, RQ càng
lớn thì rủi ro càng lớn. Ngược lại, khi RQ<1, rủi ro được xem là thấp.
Trong một số trường hợp có thể tính RQ như sau:
 Phơi nhiễm cấp tính: RQ = EEC/LD50

(1.2)

 Phơi nhiễm mãn tính: RQ = EEC/NOAEL

(1.3)

Trong đó: EEC là nồng độ độc chất trong môi trường
1.3.2. Nguy cơ rủi ro và cơ chế gây độc của As
Asen có mặt trong nước có thể gây ra các nguy cơ rủi ro cho thủy sinh vật và

ảnh hưởng đến sức khỏe con người ở cả nồng độ thấp.
Tương tự như Cd, As cũng là một yếu tố không cần thiết mà có thể gây độc cho
con người, nhưng có sự phân bố rộng rãi và không thể tránh khỏi phơi nhiễm với con
người. Con đường chính của việc tiếp xúc với các loại khác nhau của asen (vô cơ và
hữu cơ) là thông qua ăn uống trong thực phẩm, đồ uống, qua da (Laxen và nnk, 1981;
Mara và nnk, 2001).
1.3.3. Nguy cơ rủi ro và cơ chế gây độc của Cd
Cadimi trong môi trường nước ở dạng: ion Cd2+ tự do trong nước, dạng trầm
tích phân hủy ở lớp bùn đáy, dạng ion tự do Cd2+ là dạng có độc tính cao nhất gây độc
cấp tính. Cadimi đi vào cơ thể thủy sinh vật theo 2 con đường: Phơi nhiễm qua nước và
Phơi nhiễm qua thức ăn.

7


1.3.4. Một số nghiên cứu cụ thể về đánh giá rủi ro, sức khỏe
Winnie W. L. và nnk (2007) đã đánh giá rủi ro sức khỏe của các loại hàu được
nuôi ở khu vực bị nhiễm cadimi. Omolara T. và nnk (2014) đã thực hiện nghiên cứu
nhằm xác định nồng độ kim loại nặng trong cá da trơn Châu Phi (C. gariepinus) và
điều tra nguy cơ sức khoẻ liên quan đến kim loại nặng ở cá. Peter E và nnk (2009) đã
nghiên cứu về hình thái và rủi ro của các yếu tố độc hại tiềm ẩn trong các hệ thống sản
xuất lương thực tận dùng nước thải -ví dụ điển hình về Campuchia và Việt Nam.
1.2.

GIẢI PHÁP SỬ DỤNG AN TOÀN NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ CHO NUÔI
TRỒNG THỦY SẢN

1.4.1. Kiểm soát các nguồn đầu vào
Các cơ sở công nghiệp đầu tư hệ thống xử lý nước thải, bùn thải trước khi thải
ra nguồn tiếp nhận. Một số phương pháp đã và đang được áp dụng để tách loại As và

Cd từ nước thải như: Phương pháp hấp phụ; Phương pháp điện hóa; Phương pháp hóa
học;…
1.4.2. Kỹ thuật xử lý, cải thiện chất lƣợng nƣớc thải đô thị
Các phương pháp vật lý, hóa học và sinh học đã được sử dụng để loại bỏ các
chất ô nhiễm khỏi nước thải đô thị. Để đạt được mức độ khác nhau của việc loại bỏ
chất ô nhiễm, thường áp dụng kết hợp các quá trình/công nghệ xử lý nước thải theo
bậc sơ cấp, thứ cấp và bậc cao. Ngoài ra, hệ thống tự nhiên cũng được sử dụng để xử
lý nước thải. Bùn thải từ các hệ thống xử lý nước thải được xử lý bằng các phương
pháp khác nhau để giảm lượng nước và hàm lượng hữu cơ để áp dụng trong phương
pháp xử lý cuối cùng và tái sử dụng (Mara DD và nnk, 2001).

CHƢƠNG 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1.

ĐỐI TƢỢNG NGHIÊN CỨU

Đối tượng nghiên cứu của luận án gồm: (1) Thành phần của các mẫu môi trường trong
ao nuôi cá có sử dụng nước thải đô thị và ao đối chứng, bao gồm: Rau, cá, nước bơm
vào, nước thoát ra, nước trong ao và bùn đáy của ao cá và (2) Cadimi và asen trong
nước thải đô thị và trong hệ ao nuôi
Ngoài ra, để đánh giá so sánh tương quan, lựa chọn ao nghiên cứu và ao đối
chứng cùng nuôi 1 loại cá trắm trắng (Cyprinus carpio) và thả 1 loại rau -rau muống
(Ipoemoea aquatica).
2.2.

ĐỊA ĐIỂM NGHIÊN CỨU

Lựa chọn 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá
không sử dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội (Hình 2.1).


8


Hệ thống sử dụng
nƣớc thải tại thôn
Bằng B, Hoàng Liệt

Hình 2.21. Sơ đồ vị trí nghiên cứu

Thông tin về khu vực nghiên cứu được đưa ra ở bảng 2.1.
Bảng 2.21. Một số thông tin về địa bàn lựa chọn nghiên cứu

Ao nghiên cứu
Ao đối chứng
Thôn bằng B, Hoàng Liệt, Thôn
mạch
Lũng,
Hoàng mai
Đại Mạch, Đông Anh
Diện tích
1,0 ha
3,0 ha
Loại cá
Trắm trắng
Trắm trắng
Nước dùng cho ao cá
Bơm trực tiếp từ sông Bơm trực tiếp từ sông
Tô Lịch
Hồng
Thực vật chủ yếu trong ao Rau muống

Rau muống
Tần suất thu hoạch
1 lần/năm
1 lần/năm
Sản lượng
1,5 tấn/vụ
4-5 tấn/vụ
Cá giống
Cá bột
Cá bột
2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.3.1. Tổng quan tài liệu
Thu thập các số liệu về hiện trạng tái sử dụng nước thải trong nông nghiệp tại
Việt Nam và các nước trên thế giới. Tổng quan các nghiên cứu đã thực hiện liên quan
đến luận án.
2.3.2. Nghiên cứu thực địa
- Điều tra khảo sát các nguồn thải công nghiệp
Các mẫu nước (lọc và không lọc) được phân tích các thành phần kim loại theo
phương pháp Tiêu chuẩn (APHA, 2012)
- Điều tra hiện trạng hoạt động sử dụng nước thải của ao cá
- Lấy mẫu nước thải đầu vào, đầu ra, nước trong ao, mẫu rau, cá, bùn đáy…ở ao
nghiên cứu và đối chứng nhằm phân tích dạng tồn tại và phân bố của Cd và As và cân
bằng vật chất trong hệ ao nuôi.
- Tần suất lấy mẫu: trong quá trình nghiên cứu sẽ lấy mẫu 3 đợt, Căn cứ vào chu kỳ
nuôi cá, thu hoạch cá và chu kỳ bơm nước sẽ thiết kế thời gian lấy mẫu phù hợp.
- Tổng số lượng mẫu lấy tại 2 ao để so sánh thống kê, bao gồm cả mẫu lặp lại, thu
hồi để đảm bảo chất lượng kết quả thử nghiệm: 1200 mẫu nước ; 120 mẫu rau; 120
mẫu cá và 150 mẫu trầm tích.
Nội dung
Địa điểm


9


PHA 1

2.3.3. Nghiên cứu thực nghiệm
Sơ đồ nghiên cứu: Nghiên cứu mô tả cắt ngang có phân tích so sánh, phối hợp
với điều tra thực địa đánh giá dạng tồn tại, phân bố sự tích lũy của Cd và As trong hệ
nuôi trồng thủy sản và nguy cơ ảnh hưởng sức khỏe (hình 2.2). Xử lý mẫu theo EPA
3015A/3052 A, phân tích mẫu theo các phương pháp tiêu chuẩn APHA (2012), TCVN
Thu thập
thông tin

Xác định nghiên cứu

Các qui
trình

Lấy mẫu

Các qui
trình

Xử lý mẫu

Khảo sát
thực địa

PHA 2


Phân tích mẫu
GF/AAS và ICP/MS

Xử lý, Phân tích số liệu
Đánh giá HRA

Viết luận án
Hình 2.3. Quy trình nghiên cứu

Mẫu nghiên cứu: (-) Mẫu nước, rau, bùn, cá được lấy và bảo quản để phân tích
hàm lượng Cd và As theo các phương pháp chuẩn (APHA, 2012) SMEWW 3113 B (
quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật lò graphite ), SMEWW 3125B:2012 (ICP-MS)
và Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 8467:2010 (Xác định As-QPHTNT kỹ thuật sinh
hydrua); (-) Mẫu rau, cá được xử lý, làm sạch sơ bộ, xay, nghiền nhỏ, đông khô trước
khi vô cơ hóa mẫu bằng lò vi sóng theo EPA 3052. Các mẫu được lấy và bảo quản
theo TCVN TCVN 6663-10:2011 và TCVN 6663-3:2011, được xử lý và phân tích tại
phòng thí nghiệm của Viện Sức khỏe nghề nghiệp và Môi trường (NIOEH). Phân tích
asen thành phần trong mẫu nước, rau và cá bằng ICP-MS kết nối HPLC.
2.3.4. Phƣơng pháp phân tích, độ chính xác và thống kê của phƣơng pháp
phân tích
Phân tích mẫu trắng và mẫu chuẩn ở mỗi lần xử lý để xác định Độ đảm bảo
chất lượng (QA). Hàm lượng Cd và As được xác định bằng AAS Perkin Elmer 5100
AAS, lò graphite HGA-600, Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut, USA.

10


2.3.5. Phƣơng pháp đánh giá tƣơng quan của hàm lƣợng Cd và As trong các mẫu
nghiên cứu

Sử dụng Hệ số Pearson để phân tích tương quan. Hệ số tương quan (r) là một chỉ số
thống kê đo lường mối liên hệ tương quan giữa hai biến số, như giữa nồng độ của As
và Cd trong ao nuôi (y) và trong ao đối chứng (x); hoặc tương quan giữa nồng độ của
kim loại trong các mẫu nghiên cứu trong hệ. Hệ số tương quan có giá trị từ -1 đến 1.
Hệ số tương quan bằng 0 (hay gần 0) có nghĩa là hai biến số không có liên hệ gì với
nhau; ngược lại nếu hệ số bằng -1 hay 1 có nghĩa hai biến số có mối liên hệ tuyệt đối.

(2.1)

Trong phân tích, kiểm định hệ số tương quan Pearson dùng để kiểm tra mối
liên hệ tuyến tính giữa các biến độc lập và biến phụ thuộc. Trong luận án đã áp dụng
hệ số Pearson để xem xét tương quan giữa ao nghiên cứu và ao đối chứng và giữa các
mẫu thành phần liên quan đến ao nuôi: mẫu nước, trầm tích, cá và rau.
2.3.6. Phƣơng pháp phân tích dòng
Tính toán cân bằng từng chất dựa trên các số liệu nồng độ trong các mẫu rau,
nước, bùn, cá, trên cơ sở đó, tính toán cơ chế chuyển hóa của các chất trong hệ thống.
Vào = Ra + Tích tụ ± Chuyển hóa*
* Ghi chú: Nếu quá trình chuyển hóa làm mất đi vật chất/khối lượng (tiêu
thụ/phân hủy)  dấu “+”; nếu tạo ra (hình thành) vật chất/khối lượng  dấu “-“
2.3.7. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro

Đánh giá rủi ro hệ sinh thái
Đánh giá mức độ tích lũy sinh học sử dụng chỉ số nồng độ sinh học (BCF) và
chỉ số tích lũy sinh học (BAF) [Anort, 2006]:
BCF = CB/CW

(2.2)

BAF = CB/CF


(2.3)

(trong một số trường hợp CF có thể là CW)
Trong đó: CB - nồng độ độc chất trong cơ thể sinh vật (g/kg); CW - nồng độ độc chất
trong môi trường nước (g/L); CF - nồng độ độc chất trong thức ăn (g/L)
 Đánh giá rủi ro sức khỏe
Lượng hấp thụ trung bình hàng ngày (ADI)
C  CR  EFD
ADI 
BW  AT

(2.4)

Trong đó: C- Hàm lượng nguyên tố trong thức ăn (cá) (mg/kg); CR - lượng thức ăn
(cá) tiêu thụ của cơ thể trong ngày (g/ngày); EFD = EFxED (EF– Tần xuất phơi
nhiễm; ED quãng thời gian phơi nhiễm tính theo thực tế hoặc 30 năm nếu là phơi
nhiễm mãn tính); BW – Trọng lượng cơ thể; AT – Thời gian trung bình (theo thức tế
hoặc 70 năm nếu là độc chất gây ung thư)
11


Tổng lượng hấp thu từ các nguồn
Nếu bị phơi nhiễm 1 độc chất từ nguồn nguồn hoặc một nguồn cchứa nhiều độc
chất sẽ tính giá trị ADI tổng:
ADITổng = ADIi

(2.5)

HQi = ADIi/RfD


(2.6)

- Chỉ số rủi ro (HI): HI =  HQi

(2.7)

Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán (bảng 2.2).
Bảng 2.2. Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán nguy cơ rủi ro
(cho người lớn)

Thông số
Hàm lượng As trong cá (phần ăn được)
Hàm lượng Cd trong cá (phần ăn được)
Thể trọng trung bình
Tỉ lệ hấp thụ (%)
Thời gian phơi nhiễm (năm)
Lượng sử dụng (g/người/ngày)
Tần xuất sử dụng
Thời gian trung bình (năm)

Giá trị
0,087 mg/kg (nồng độ cao nhất)
0,16 mg/kg (nồng độ cao nhất)
60
100
60
83,3 [Nguồn: Viện dinh dưỡng, 2010,
trung bình 2,5kg cá/tháng]
365 ngày/năm (tính với mức phơi nhiễm
cao nhất)

60

2.3.7 Đề xuất giải pháp sử dụng an toàn nƣớc thải đô thị cho nuôi cá
Trên cơ sở tổng quan và dánh giá mực độ ô nhiễm As, Cd trong hệ ao nuôi, đề xuất
các phương án sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời đảm bảo an
toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống.

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
KHẢO SÁT ĐÁNH GIÁ NGUỒN VÀ MỨC ĐỘ Ô NHIỄM Cd VÀ As
TRONG AO NUÔI CÁ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ
3.1.1. Nguồn và thực trạng phát sinh nƣớc thải công nghiệp vào sông Kim Ngƣu
và sông Tô Lịch
Các ngành thải xả nước thải vào sông Tô Lịch chủ yếu là ở quy mô vừa với các
ngành cơ khí, dệt nhuộm và công nghiệp chế biến thực phẩm. Từ kết quả khảo sát sơ
bộ 223 cơ sở công nghiệp đã lựa chọn 17 cơ sở có nguy cơ gây ô nhiễm cao để lấy
mẫu, phân tích và đánh giá hàm lượng một số kim loại trong nước thải (bảng 3.1).
Tiêu chí lựa chọn các cơ sở công nghiệp dựa vào: (1) xả nước thải có chứa thành phần
kim loại nặng Cu, Pb, Zn, Cd, Cr, Ni, As và Hg; (2) Mức độ ô nhiễm và nguy cơ theo
quy mô sản xuất và tải lượng nước thải.
Kết quả điều tra cho thấy 80% các cơ sở công nghiệp hoạt động vơi công suất
100%. Lượng nước thải dao động trong khoảng 5 đến 150 m3/ngày đêm với chu trình
thải nước thải từ 8 đến 24 giờ/ngày.
3.1.

12


Bảng 3.1. Cơ sở công nghiệp chính thải kim loại nặng vào sông Tô Lịch và Kim Ngưu

STT Loại hình công nghiệp

1
Cơ khí (6 cơ sở)

2
3

Tên cơ sở/nhà máy
Nhà máy Viha; Công ty Công nghệ
3C; Công ty cổ phần cơ khí Hà Nội;
Hameco, Vidamco, Công ty
Bảo Lâm
Dệt
nhuộm Trung Thu, Minh Khai và công ty
(3 cơ sở)
dệt may 8-3
Biến thế, in, pin, sơn (5 Nhà xuất bản Lao động xã hội,
cơ sở)
Công ty in Hà Nội, Habaco, ABB
Việt Nam và Hinomoto

Ghi chú
5 cơ sở thải vào
sông Kim Ngưu và
9 cơ sở thải vào
sông Tô Lịch

3.1.2. Đánh giá mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nƣớc thải công nghiệp
Kết quả hàm lượng trung bình của một số kim loại năng trong mẫu nước thải
của 17 cơ sở sản xuất công nghiệp được đưa ra ở bảng 3.2-3.4 và hình 3.2. Các kết
quả chỉ ra hầu hết (>90% tổng nồng độ) các kim loại là ở dạng hòa tan.

Bảng 3.1. Mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nước thải một số cơ sở công nghiệp
Nồng độ
T
T

Kim
nặng

loại

1
2
3
4
5
6
7

Pb, ppb
Cu, ppb
Ni, ppb
Zn, ppm
Mn, ppm
Cd, ppb
As, ppb

Mẫu lọc
Trung bình
Lớn
(n)

nhất
0,310 (17)
2,644 (17)
3,236 (17)
0,021 (17)
0,054 (17)
0,470(17)
21,150 (17)

4,615
14,279
197,647
23,580
1,047
0,609
45,516

Nhỏ
nhất

Mẫu không lọc
Trung bình
Lớn
(n)
nhất

Nhỏ
nhất

0,064

0,430
0,530
0,002
0,013
0,014
1,341

9,24 ( 17)
19,497 (10)
27,778 (14)
0,229 (17)
0,233 (17)
23,321(17)

1,72
7,211
5,719
0,019
0,011
2,879

28,29
134,882
561,269
25,400
1,050
54,603

QCVN
40/2011 (B)

500
2000
500
3
1
100
100

Hình 3.2. Nồng độ của một số kim loại trong mẫu nước thải công nghiệp nghiên cứu

13


Bảng 3.3. Mức độ ô nhiễm kim loại trong nước thải của ngành công nghiệp lựa chọn
(mẫu nước sau lọc)
Nồng độ

Ngành
công nghiệp

Pb, ppb

As, ppb

Cu, ppb

Ni, ppb

Zn, ppm


Mn, ppm

Cd, ppb

Cơ khí (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

6
0,310
4,615
0,064

6
32,856
45,516
12,321

6
4,327
14,279
2,067

6
23,677
197,647
2,941

6

0,100
4,014
0,020

6
0,116
0,167
0,014

6
0,470
0,609
0,014

Dệt nhuộm (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

3
0,128
0,128
0,310

3
12,654
28,673
2,789

3

2,067
6,587
1,779

3
3,235
6,47
2,647

3
0,011
0,015
0,009

3
0,036
0,054
0,023

3
0,021
0,036
0,014

Điện hóa (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

3

0,310
0,256
<0.001

3
18,342
20,231
3,679

3
2,644
2,74
0,721

3
5,441
5,882
0,147

3
0,014
0,016
0,005

3
0,070
0,236
0,048

3

0,470
0,470
0,470

Khác (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

5
0,310
1,026
0,310

5
15,715
20,342
1,341

5
1,298
9,952
0,430

5
0,441
1,912
0,530

3

0,037
23,58
0,013

5
0,047
1,047
0,013

5
0,289
0,609
0,470

100

2000

500

3

1

100

QCVN 40/2011 (B) 500

Bảng 3.4. Mức độ ô nhiễm kim loại trong nước thải của ngành công nghiệp lựa chọn
(mẫu không lọc)

Ngành công nghiệp

Nồng độ
Pb, ppb

As, ppb

Cu, ppb

Ni, ppb

Zn, ppm

Mn, ppm

Cơ khí (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

6
11,21
12,11
6,35

6
43,710
54,603
22,213


4
38,996
134,882
18,961

5
282,677
561,269
24,509

6
0,666
9,344
0,314

6
0,298
0,494
0,167

Dệt nhuộn (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

3
1,640
1,96
0,66


3
22,432
38,112
12,421

2
11,485
22,703
7,211

2
26,961
49,836
11,485

3
0,048
0,081
0,019

3
0,122

Điện hóa (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất

3
13,770

14,69
9,24

3
28,123
30,621
5,686

3
17,094
19,497
14,69

3
33,497
53,104
13,889

3
0,224
0,229
0,175

3
0,206

Khác (n)
- Trung bình
- Lớn nhất
- Nhỏ nhất


5
4,480
28,29
1,720

5
15,890
21,300
2,879

0
-

4
17,974
28,594
5,719

5
0,134
25,4
0,044

5
0,298
1,05

QCVN 40/2011 (B)


500

100

2000

500

3

1

14

0,106

0,183


Đánh giá mức độ thải theo nhóm ngành công nghiệp thấy rằng ngành cơ khí là
nguồn có nguy cơ cao nhất (bảng 3.3, 3.4 và hình 3.3) với sự có mặt các kim loại Pb,
Cu, Ni, Zn và Mn. Giá trị lớn nhất cũng gấp hàng trăm lần giá trị nhỏ nhất thể hiện
tính biến động và mức độ bất ổn của dòng thải. Kết quả này cũng phù hợp với nghiên
cứu của Nguyen Hoang Anh (2010); Mohd và nnk (2012) và Pam và nnk (2013).

Hình 3.3. Ô nhiễm kim loại năng trong nước thải theo ngành công nghiệp

3.1.3. Khảo sát sơ bộ hàm lƣợng kim loại trong mẫu bùn đáy ao để lựa chọn đối
tƣợng nghiên cứu
Hầu hết các nồng độ các kim loại trong bùn ao nuôi cá của nghiên cứu cao hơn

đất nông nghiệp và các khu vực khác của Việt Nam nhưng thấp hơn nhiều so với tiêu
chuẩn Việt Nam về sử dụng đất vào mục đích nông nghiệp. Tuy nhiên, nồng độ As
cao hơn tiêu chuẩn Việt Nam và nồng độ Cd đạt 65% so với tiêu chuẩn Việt Nam.
Asen và cadimi cũng là 2 kim loại được lựa chọn trong nhiều nghiên cứu do độc tính
cao của chúng (WHO, 2001, Chaney, 1998).
3.2. DẠNG TỒN TẠI VÀ PHÂN BỐ CỦA Cd VÀ As TRONG AO NUÔI
3.2.1. Trong nước ao nuôi
Kết quả hình 3.4 cho thấy không có sự khác biệt đáng kể về nồng độ As giữa 2
đợt lấy mẫu (P> 0,05), hàm lượng As trong nước đầu ra giảm đáng kể (40-50%).
Nồng độ As phân tích được cao hơn nhiều so với công bố trước của Toàn (2008) (3,96
đến 3,09µg/L). Mặc dù vậy sự khác biệt giữa nồng độ asen trong nước đầu vào và ra
thì tương tự và hiện tượng này cũng được công bố trong một số nghiên cứu trước
(Nejmeddine và nnk, 2000).
Nồng độ As ở dạng tan và dạng lơ lửng (SPM) được đánh giá làm cơ sở phân
tích nguy cơ rủi ro cho cá (Bảng 3.5).

15


Đợt 1
Đợt 2

Nồng độ As

QCVN 38
/2011/
BTNMT

Ra (n=3)


Vào (n=3)

Giữa ao (n=15)

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.4. Nồng độ As trong mẫu nước lấy ở các vì trí khác nhau
Bảng 3.5. Nồng độ As của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lửng

Ví trí lấy mẫu

Đầu vào (n=3)
Đầu ra (n=3)
Giữa ao (n=15)

Mẫu nƣớc không lọc
(tổng hàm lƣợng)
µg/L
%
44,33
100
21,33
100
30,73
100

Bộ TNMT (2011)

Mẫu nƣớc lọc
(dạng tan)

µg/L
%
38,10
86
17,65
83
26,84
87

SPM
µg/L
6,23
3,68
3,89

%
14
17
13

≤20µg/L
Bảng 3.6. Đánh giá về dạng As thành phần

Tỷ lệ asen
thành phần (%)
n
As (V)
20
As (III)
20

Ghi chú: n – Số mẫu

Nƣớc đầu vào
TB
88,24
11,76

SD
10,45
10,06

Nƣớc trong ao
n
30
30

TB
90,54
9,46

SD
12,46
8,87

Bảng 3.7. Nồng độ Cd của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lứng

Ví trí lấy mẫu
Đầu vào (n=3)
Đầu ra (n=3)
Giữa ao (n=15)

Bộ TNMT (2011)

Mẫu nƣớc không lọc
Mẫu nƣớc lọc
(tổng hàm lƣợng)
(dạng tan)
µg/L
µg/L
%
%
0,27
100
0,10
37
0,13
100
-

SPM
µg/L
0,17
0,13

%
63
100


5

Nồng độ Cd trong cả nước sau lọc và nước chưa qua lọc thấp hơn tiêu chuẩn
Việt Nam để bảo vệ thủy sinh vật và không gây nguy cơ rủi ro cho cá.
Sự khác biệt về tính khả dụng sinh học của As và Cd có thể thấy rõ khi phần
lớn As trong ao nuôi ở dạng hòa tan (86%) trong khi chỉ có 37% Cd vào dạng tan.
3.2.2. Nồng độ trong trầm tích bùn đáy
Hàm lượng As trong trầm tích ở khoàng 12,30-23,77 mg/kg DW trong khi
Hàm lượng Cd trong trầm tích ở khoàng 0,41-1,29 mg/kg DW. Trong khi hàm lượng
Cd trong trầm tích ao thấp hơn QCVN 03-MT:2015/BTNMT về đất dùng trong nông
16


nghiệp (1.5 mg/kg D.W) thì hàm lượng As nhìn chung cao hơn gía trị giới hạn QCVN
03-MT:2015/BTNMT (15 mg/kg D.W) . Do vậy trầm tích bùn đáy của ao có khả năng
gây nguy hiểm đối với cây trồng ở khu vực xung quanh khi nạo vét và sử dụng làm
phân bón. Nồng độ As trong trầm tích ao phân tích được cao hơn so đáng kể so với
nồng độ As trong đất ở Thái Lan và Malaysia, tuy nhiên nồng độ này xấp xỉ giá trị
đưa ra của Hà Lan để đánh giá về chất lượng đất (Swartjes, 1999).
3.2.3. Nồng độ trong cá
Sự khác biệt của nồng độ As và Cd trong mẫu cá giữa phần ăn được và không
ăn cũng có thể do mô của phân ăn được thường mềm hơn so với phần không ăn được
(thường là xương và vây) nên khả năng hấp phụ As và Cd nói riêng và các kim loại
nặng khác sẽ dễ dàng hơn.
Bảng 3.8. Nồng độ As trong mẫu cá (n=9 cho mỗi phần mẫu),
LOD<0,0011) (mg/kg)
Mẫu cá
Phần ăn đƣợc
Phần không ăn đƣợc

Trung bình
DW
FW
DW
FW
DW
FW

trắm 0,20±0,018 0,054±0,005 0,09 ± 0,021 0,033±0,007 0,29
0,087
Common carp
TCCP (Bộ Y tế,
2 mg/kg DW
2007)

Bảng 3.9. Nồng độ Cd trong mẫu cá (n=9 cho mỗi phần mẫu )
Mẫu cá
Cá trắm
Common carp
QCVN (Bộ Y
tế, 2011)

LOD < 0,0052(mg/kg)
Phần ăn đƣợc
Phần không ăn đƣợc
DW
FW
DW
FW


0,48 ±

0,13 ±

0,15 ±

0,008

0,002

0,013

Trung bình
DW
FW

0,04±0,004

0,17
0,63

0,05 mg/kg DW

3.2.4. Nồng độ trong rau muống
Nồng độ As và Cd trong ngọn rau và thân rau khác nhau rất rõ rệt với P<0,05,
As trong thân-rễ cao gấp khoảng 3,71 so với trong ngọn trong khi Cd trong thân-rễ
cao gấp khoảng 2,56 lần so với ngọn (P<0,05). Kết quả chỉ ra xu hướng tích tụ As và
Cd trong thân và rễ do tiếp xúc thời gian dài với nước ao có As và Cd tạo điều kiện
cho quá trình hút thu (Chaney, 1998). Nồng độ As trong thân và lá (3,64 mg/kg DW)
cao hơn trên 3 lần so với giới hạn quy định của Bộ Y tế (1mg/kg DW) trong khi hàm

lượng Cd trong cả phần ngọn và thân-rễ đêuì thấp hơn giới hạn quy định của Bộ Y tế
(0,2mg/kg FW).
3.2.5. Quá trình chuyển hóa của As và Cd
Kết quả phân tích các dạng As thành phần trong mẫu ra và cá được chỉ ra ở
bảng 3.10. Như vậy As trong nghiên cứu này asen tồn tại chủ yếu là dạng As(V) trong
các mẫu nước, rau và cá.
17


Bảng 3.10. Đánh giá về dạng As thành phần
Tỷ lệ asen thành phần (%)
Rau
n
TB
SD
n
As (V)
100
91,62
16,15
50


TB
78,71

SD
17,53

As (III)


21,29

11,03

100

8,38

8,14

50

Đánh giá mối tương quan về nồng độ As được chỉ ra ở hình 3.5.
35

P < 0,001

31.52

P < 0,001

30

27.13

25
20

P < 0,001


17.13

16.76

15
11.65

10.03

10
P < 0,001

4.59

5

P < 0,001

2.42

0.5

1.52

P < 0,001

P < 0,001

0.127 0.222


0.037 0.064

Ao trong cá
(DW)

Ao trong cá
(FW)

0
As nước đầu As nước trong As trong bùn As trong thực As trong thực
vào
ao
vật (DW)
vật (FW)
Ao chứng

Ao nghiên cứu

Hình 3.15. Đánh giá mối tương quan về nồng độ As giữa ao đối chứng và ao nghiên cứu
Bảng 3.11. Kết quả phân tích hàm lượng Cd trong mẫu nghiên cứu
Đối
Cd
Cd
Cd trong thực vật
Cd trong cá
tượng
nước
trong
nghiên vào

bùn
cứu
n = 30
n = 20
n = 18
n = 30
ppb
mg/kg
DW, mg/kg FW, mg/kg DW, mg/kg
FW,mg/kg
Ao đối 0,112± 0,295±
chứng
0,026
0,006
0,057±0,005 0,013
0,315±0,032 0,09±0,006
Ao
nghiên 0,244± 0,75±0,
cứu
0,037
006
0,082±0,009 0,023
0,605±0,022 0,16±0,006
P
0,001
0,05
0,05
0,05
0,05


Mức ô nhiễm Cd ở ao nuôi nghiên cứu cao hơn đáng kể so với ao đối chứng,
đặc biết sự tích lũy trong mẫu thủy sinh vật (cá) rất cao ở cả mẫu khô và mẫu tươi.
Cadimi tồn tại trong ao ở dạng SPM khác với As tồn tại ở dạng hòa tan nhiều hơn. Cd
có xu hướng hấp thụ bởi cá nhiều hơn As (15,27% so với 0,04%) do SPM là nguồn
thức ăn cho cá, và có thể gây ảnh hưởng sức khỏe thông qua chuỗi thức ăn. Tuy nhiên,
hàm lượng cd trong cá khu vực này thấp hơn giới hạn cho phép. Cd tồn tại chủ yếu ở
dạng SPM nên có xu hướng lắng xuống bùn đáy, ở lại trong ao (84,70%)
18


Bảng Pearson (giá trị r) đánh giá môi tương quan giữa hàm lượng Cd trong
nước thải đầu vào hàm lượng Cd trong mẫu bùn, thực vật và mẫu cá.
Bảng 3.1 Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu

Cd trong thực vật

Cd trong cá

Mẫu
Cd trong bùn
DW
FW
DW
FW
Cd trong nước đầu vào 0,991955
0,934832 0,80038 0,997122 0,990385
Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu
Kết luận
là tương quan thuận
Hàm lượng As trong nước đầu vào và trong nước ao, cá, rau, bùn được phân

tích hệ số tương quan Person để đánh giá mức độ tương quan. Kết quả cho thấy có
mối tương quan thuận rõ rệt với R xấp xỉ 1, R2 >0,99 trong nước đầu vào và các thông
số còn lại. Mối Phân tích Person cũng cho thấy gần như không có mối tương quan gì
giưã hàm lượng As trong phần ăn được (ngọn, lá) của rau và phần không ăn được
(thân, rễ) với hệ số R xấp xỉ 0.
3.2.6. Tính toán cân bằng khối lƣợng của Cd và As trong hệ ao nuôi
Các giả thuyết cho tính toán: Tính cho 1 vụ nuôi cá (48 tuần); Không có sự
tích tụ Cd và As trong các thủy sinh vật khác và không có các dòng rò rỉ vào và ra
khác; Rau muống trong ao cá được thu hoạch 3 tuần/lần; Khối lượng rau mỗi lần lấy
mẫu: 1.700 g FW, trong đó: Khối lượng phần ăn được: 380 g FW và phần không ăn
được: 1.320g FW; Độ ẩm của phần ăn được: 68,68%  trọng lượng khô phần ăn
được là: 31,32%; Độ ẩm phần không ăn được: 72,30%  trọng lượng khô phần
không ăn được là 27,70%; Ước tính lượng rau mỗi lần lấy mẫu được bằng 1/10 tổng
lượng rau trong ao cá  lượng rau trong ao nuôi cá = 17.000g = 17kg. Kết quả tính
toán với các giả thuyết trên cho thấy: Tích tụ Cd và As trong nước ao và trầm tích
tương ứng là 11 g và 993 g.
3.2. RỦI RO TRONG TÁI SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ
3.3.1. Đánh giá rủi ro hệ sinh thái ao nuôi
Áp dụng công thức xác định RQ (1.1) thu được kết quả ở bảng 3.13.
Các kết quả tính toán cho thấy nguy cơ của Cd đối với thủy sinh vật ở mức
thấp (RQ=1,58). Tuy nhiên với As độ rủi ro cao hơn nhiều ở mức trung bình và cao
tương ứng khi tính toán theo ngưỡng cấp tính và mãn tính. Mức nguy cơ rủi ro này
yêu cầu cần áp dụng các giải pháp cải thiện. Mức độ tích lũy sinh học của cadimi
trong cá nuôi sử dụng nước thải đô thị có nồng độ Cd trong nước khoảng 0,25 µg/L là
cao hơn rất nhiều so với As mặc dù nồng độ của asen trong nước ao là rất lớn 30,73
µg/L. Điều này có thể giải thích do phần lớn asen tồn tại ở dạng tan (trong mẫu dịch
lọc) trong khi đó hầu như 100% cadimi trong nước ao nuôi cá nằm ở phần cặn lơ lửng
(xem bảng 3.5, 3.6) và chứng tỏ cá nuôi trong ao sẽ hấp thu chủ yếu cadimi qua đường
tiêu hóa (sử dụng thức ăn ở dạng hạt rắn lơ lửng).


19


Bảng 3.23. Giá trị hàm lượng Cd và As lựa chọn để đánh giá nguy cơ rủi ro
tới hệ thủy sinh vật
Kim
Hàm lượng Giá trị ngưỡng Nguồn
Giá trị RQ
loại
cao
nhất PNEC (µg/L)
MEC (µg/L)
Clean Water Act
Cd
0,395
0,25
Fresh
Water 1,58
Criteria
As
45,86
0,5 (tiếp xúc dài )
[UK-EPA, 2007]
91,7
8,0 (tiếp xúc ngắn)
5,7
Kết quả tính toán chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi sử dụng công thức
(2.2) và 2.3) đối với cá thu được kết quả sau:
Bảng 3.14. Chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi đối với cá


BCF của As với cá BCF của Cd với cá BAF của As với cá BCF = BAF* của
(với mẫu nước chưa (với mẫu nước (với As trong SPM Cd với cá (với Cd
lọc)
chưa lọc)
- CF)
trong SPM - CF)
1,626
520
12,85
1230
3.3.2. Đánh giá nguy cơ, rủi ro sức khỏe
Tính toán mức độ phơi nhiễm một số kim loại phơi nhiễm qua các con đường
khác nhau như sau:
 Đánh giá phơi nhiễm (Exposure Assessment)
Do các giới hạn tham chiếu về RfD đều là tổng As và Cd nên trong tính toán
rủi ro sẽ sử dụng hàm lượng tổng As và Cd trong nước ao mà không tính đến dạng
thành phần.
 Tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe:
Áp dụng công thức (2.4-2.6) thu được kết quả tính toán ở bảng 3.15. Giả thiết
rằng toàn bộ số cá sử dụng sẽ là số cá lấy tại ao nuôi sử dụng nước thải nghiên cứu với
các hàm lượng As và Cd trong cá lấy giá trị cao nhất và mức hấp thụ là 100 %.
Bảng 3.15. Kết quả tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe khi bị phơi nhiễm As và
Cd từ cá nuôi trong ao sử dụng nước thải đô thị (Đơn vị: mg/kg.ngày)
Tổng hấp thụ từ cá Lƣợng hấp thu cho phép HQ = ADI/RfD
Nguyên tố
(RfD)
(ADI)
0,0003
0,4
As

0,00012
(JECFA 2010 )
0,001
0,22
Cd
0,00022
(FAO/WHO, 2003)
Chỉ số nguy cơ rủi ro (HI) =  HQi = 0,62
Theo ngưỡng nguy cơ rủi ro sức khỏe với giá trị HI = 0,62 có thể kết luận nguy
cơ rủi ro sức khỏe của As và Cd phơi nhiễm từ nguồn cá nuôi sử dụng nước thải đô thị
nhiễm As và Cd là ở mức “Không có nguy cơ” hay “An toàn”.
20


 Tính toán rủi ro ung thư (ILCR - Incremental Lifetime Cancer Risk)
ILCR = Exposure (mg/kg.ngày) x Cancer Slope Factor (mg/kg.ngày)-1
= 0,00012 mg/kg.ngày * 1,5 (mg/kg.ngày)-1= 3,0x10-4
As Risk (ung thư)= 3,0x10-4  ở mức nguy cơ “Trung bình”
Theo điều tra mỗi vụ thu hoạch khoảng 1,5 tấn cá  Lượng sử dụng trung
bình 83,3 g/người/ngày  Số người có nguy cơ bị phơi nhiễm ước tính khoảng
18.000 người  khi đó số cực đại trường hợp bị mắc ung thư do nhiễm asen tính cho
xác suất cả cuộc đời, sẽ là: M = RISK * Dân số = 3,0x10-4 x 18 x 103 = 5,4
người/18.000 người hay 30 ngƣời/100.000 dân
Đối với Cd không có giá trị SF cho hấp thụ qua đường ăn uống, chỉ có qui định
qua đường thở do vậy không tính toán nguy cơ gây ung thư trong nghiên cứu này. Tuy
nhiên theo nghiên cứu của Satarug (2004) về ảnh hưởng sức khỏe của thực phẩm
nhiễm Cd hàm lượng thấp cho thấy với mức hấp thụ Cd 1 µg/kg.ngày hay 60
µg/người.ngày (lấy trọng lượng cơ thể 60 kg) có bằng chứng về việc gây ung thư.
Với liều hấp thụ Cd theo tính toán qua cá là 0,00022 mg/kg.ngày, tương đương
13,2 µg/người.ngày đối với cơ thể trọng lượng trung bình 60 kg  không có nguy cơ

gây ung thƣ.
3.3.

ĐỀ XUẤT GIẢI PHÁP SỬ DỤNG AN TOÀN NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ

3.4.1. Kỹ thuật kiểm soát ô nhiễm nguồn nƣớc
Theo điều tra hiện có 2 mô hình sử dụng nước từ sông Tô lịch cho nuôi cá tại
địa bàn nghiên cứu: (1) Bơm nước trực tiếp từ sông Tô lịch vào ao nuôi cá; (2) Bơm
nước từ sông Tô lịch vào kênh tưới tiêu nội đồng, từ đó dẫn vào các ruộng rau khi cần
sử dụng. Nước được lưu trong các kênh, về mặt nguyên tắc có thể được xem như một
hồ lắng thứ cấp, có thể làm giảm các kim loại, á kim trong nước. Trên cơ sở kết quả
phân tích As, Cd: hàm lượng As và Cd trong kênh tương ứng là 20,5 ppb và 0,18 ppb,
thấp hơn trong nước sông Tô lịch bơm trực tiếp vào ao là 31,5 ppb và 0,229 ppb (sự
khác biệt này có ý nghĩa với p = 0,003 đối với As và p=0,004 với Cd). Trên cơ sở đó
đã đề xuất kế hoạch cải thiện chất lượng nước nhu sau:
Bơm nước từ kệnh nội đồng vào ao nuôi cá thay cho việc bơm nước trực tiếp từ
sông Tô Lịch. Quy trình thiết kế hồ xử lý nước thải cho mục đích nuôi trồng thủy sản
được xây dựng bởi Mara và Pearson (mục 1.4). Thử nghiệm với 2 ao nuôi có diện tích
1 ha theo 2 mô hình: (1) sử dụng trực tiếp nước thải sinh hoạt và (2) Sử dụng gián
tiếp nước thải sinh hoạt thông qua 1 ao ổn định (hình 1.1.).
Việc áp dụng biện pháp mương lắng cho hiệu quả cải thiện chất lượng nước
khá rõ rệt, cụ thể hàm lượng As và Cd trong kênh tương ứng là 20,5 ppb (n=9) và 0,18
ppb (n=9), thấp hơn trong nước sông Tô lịch bơm trực tiếp vào ao là 31,5 ppb và
0,229 ppb (sự khác biệt này có ý nghĩa với p = 0,003 đối với As và p=0,004. Ngoài ra,
hàm lượng As và Cd trong cá sau khi áp dụng biện pháp cải thiện đã giảm rõ rệt tương
ứng từ 0,087 xuống còn 0,045 mg/kg và từ 0,16 xuống 0,13 mg/kg, thấp hơn có ý
21


nghĩa so với hàm lượng As và Cd trong cá nuôi bằng nước thải mà sản lượng cá vẫn

không thay đổi. Tuy nhiên, hàm lượng As và Cd trong cá nuôi bằng mô hình gián tiếp
sử dụng nước thải này vẫn cao hơn so với cá trong ao không sử dụng nước thải là As
= 0,036 mg/kg và Cd = 0,09 mg/kg.
3.4.3. Đề xuất giải pháp quản lý cấp địa phƣơng
Nhiệm vụ của chính quyền địa phương là quản lý hệ thống canh tác của toàn bộ
xã, phường. Đặc biệt, việc giám sát bơm nước là rất quan trọng, nhằm tránh tối đa lấy
nước về khi nước sông có chất lượng xấu hơn.
Tổ chức những khóa đào tạo ngắn hạn về công nghệ sử lý nước thải đơn giản
cho người dân. Tuyên truyền trong dân về nguy cơ từ nước thải đô thị để người sản
xuất và người quản lý cùng tìm hướng phát triển sạch hơn, bền vững hơn cho sản xuất
nông nghiệp trên địa bàn.

KẾT LUẬN
Các nguồn ô nhiễm từ các cơ sở công nghiệp vừa và nhỏ là một trong các
nguyên nhân gây ô nhiễm cadimi và asen trong nước sông Tô Lịch sử dụng cho nuôi
cá tại địa bàn nghiên cứu với lưu lượng nước thải dao động 5-150 m3/ngày đêm.
Trong đó ngành cơ khí là nguồn có nguy cơ cao nhất với sự có mặt các kim loại Pb,
Cu, Ni, Zn và Mn. Việc sử dụng nước thải cho nuôi trồng thủy sản đang được áp dụng
phổ biến tại địa bàn nghiên cứu, khoảng 50% các ao cá chỉ sử dụng nước thải đô thị.
Kết quả phân tích các dạng tồn tại của As cho thấy As trong nước ao chủ yếu ở
dạng As(V). Phân tích Cd và As trong mẫu nước lọc và không lọc cho thấy trạng thái
tồn tại phần lớn As trong ao nuôi ở dạng hòa tan (86%) trong khi Cd chỉ là 37%. Kết
quả này cũng cho thấy sự khác biệt về tính khả dụng sinh học của As và Cd và có thể
ảnh hưởng đến sự xâm nhập và tích tụ của chúng trong cá.
Phân tích được lượng kim loại nặng tích tụ trong cá nuôi bằng nước thải đô thị.
Kim loại nặng tích lũy ở trong các bộ phận của cá, trong đó lượng tích lũy nhiều nhất
là ở phần ăn được (cơ-thịt cá). Nồng độ asen tổng trong mẫu nước trong khoảng từ
23,22 đến 45,86 µg/L. Nồng độ cao nhất ở mẫu nước gần đầu vào và thấp nhất ở mẫu
đầu ra cho thấy có quá trình lắng đọng đáng kể As vào trầm tích. Kết quả phân tích As
trong trầm tích cũng cho thấy điều này. Khoảng nồng độ As trong trầm tích 12,2623,87 mg/kg DW do vậy trầm tích (bùn) ao này không an toàn để tận dụng trong sản

xuất nông nghiệp khi so sánh với QCVN 03/2015/BTNMT, As ≤15mg/kg đất khô.
Khoảng 14% As đầu vào ao nuôi ở dạng chất rắn lơ lửng.
Tính toán sơ bộ cân bằng asen và cadimi trong hệ ao nuôi với các dòng chính
gồm nước đầu vào, đầu ra, rau, cá và trầm tích và bỏ qua các dòng rò rỉ, thất thoát
khác. Kết quả cho thấy mức độ tích tụ của As trong nước ao và trầm tích cao hơn đáng
kể so với Cd, tương ứng 993 g và 11 g/vụ nuôi (12 tháng).
Kết quả đánh giá mức tương quan cho thấy: Phân tích tương quan cũng thấy
không có sự khác biệt giữa hàm lượng As và Cd trong các mẫu phân tích giữa các đợt
lấy mẫu với P>0,05. Tuy nhiên có sự khác biệt có ý nghĩa với P<0,05 giữa hàm lượng
22


As và Cd trong ao đối chứng và ao nghiên cứu, giữa phần ăn được và không ăn được
của cá và rau. Đặc biệt có mối tương quan thuận rõ rệt giữa hàm lượng As và Cd đầu
vào với As và Cd trong các mẫu thành phần.
Tính toán nguy cơ gây rủi ro đến sức khỏe và hệ sinh thái cho thấy mức độ tích
lũy sinh học trong cá nuôi là cao đặc biệt với cadimi. Tuy mức nguy cơ tính theo độc
chất không gây ung thư của Cd chưa có rủi ro vẫn cần lưu ý tùy thuộc vào hàm lượng
của kim loại có trong cá và thời gian phơi nhiễm (tích lũy) có thể gây ra các ảnh
hưởng khác nhau đến cơ thể người sử dụng do mức độ tích lũy sinh học cao.
Nguy cơ gây ung thư tính riêng cho As đã ở mức “trung bình cao” với nguy cơ
cho 30/100.000 người. Do vậy cần có các giải pháp quản lý sử dụng an toàn nước thải
đô thị.
Kết quả áp dụng thử nghiệm giải pháp sử dụng mương lắng trước khi dẫn nước
vào ao nuôi cho thấy hiệu quả giảm đáng kể nồng độ cadimi và asen trong mẫu nước
và trong cá, tương ứng trong cá từ 0,087 xuống còn 0,045 mg/kg và từ 0,16 xuống
0,13 mg/kg. Ngoài ra cũng cần giám sát thường xuyên và có kế hoạch bơm nước bổ
sung cho ao nuôi, nạo vét định kỳ theo kế hoạch đảm bảo tránh dư thừa, giảm tích tụ
kim loại trong trầm tích và trong sinh vật đảm bảo sức khỏe cộng đồng. Tuy nhiên cần
có các nghiên cứu tiếp theo đầy đủ hơn để đánh giá hiệu quả làm cơ sở triển khai trên

thực tế.

23


DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ CỦA LUẬN ÁN
1. Helle Marcussen, Le Thai Ha, Chongrak Polprasert, Peter E. Holm (2012),
“Content and mass balances of Cadmium and Arsenic in a waster water – fed fish
pond of Hoang mai, Hanoi, Vietnam”, Journal of Environmental Science and Health,
Part A, pp 2246-2253.
2. Nguyễn Thị Hà, Lê Thị Hương Giang, Trần Thị Huyền Nga, Lê Thái Hà (2013),
“Đánh giá hàm lượng một số kim loại nặng trong ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị
thuộc xã Yên Sở, Thanh Trì, Hà Nội”, Tạp chí Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, 29
(3S), pp 63-68.
3. Le Thai Ha, Doan Ngoc Hai, Tran Quang Toan, Do Phuong Hien, Luong Thi
Thanh Thuy, Vo Thi Minh Anh, Nguyen Thi Ha (2015), “Assessment of toxic metal
pollution level from Industries in Hoangmai & Thanh tri districts, Hanoi city”, VNU
Journal of Science 31 (2S), pp 73-79.
4. Le Thai Ha, Nguyen Thi Ha, Tu Hai Bang (2016), “Determination of Arsenic
content in wastewater-fed fish pond in Hoangmai District, Hanoi, Vietnam”, Journal
of Science and technology 54 (2A), pp 321-328.
5. Lê Thái Hà, Nguyễn Thị Hà, Lưu Huyền Trang (2016), “Tái sử dụng nước thải
sinh hoạt trong nuôi trồng thủy sản: Rủi ro và ảnh hưởng của Cadimi và Asen tới sức
khỏe và hệ sinh thái”, Tạp chí Y học dự phòng 11(184), tr 21-28

24




×