Nghiên cứu hàm lượng Nitrat và kim loại nặng trong đất, nước, rau và một số biện pháp nhằm hạn chế sự tích lũy của chúng trong rau tại Thái Nguyên

sản lượng của các loại cây trồng đều tăng, đời sống người lao động ngày càng được cải thiện. Bên cạnh những thành tựu đã đạt được thì việc sử dụng lượng lớn và không đúng qui định phân hoá học và các loại thuốc bảo vệ thực vật đã làm giảm chất lượng của các sản phẩm nông nghiệp, ngoài ra chất thải của các nhà máy xí nghiệp, khu công nghiệp và nước thải đô thị làm ô nhiễm đất, nước và nông sản, gây ảnh hưởng xấu đến sức khoẻ cộng đồng đặc biệt là ở những khu công nghiệp tập trung và các thành phố lớn. Thành phố Thái Nguyên là một trung tâm kinh tế, chính trị, văn hóa ở khu vực phía Bắc Việt Nam. Với mật độ dân số đông (1.367 người/km2)[6], thành phố Thái Nguyên là một thị trường quan trọng để tiêu thụ các sản phẩm nông nghiệp trong đó có rau xanh. Từ nhiều năm nay thành phố đã hình thành vành đai sản xuất thực phẩm trong đó cây rau được coi là sản phẩm quan trọng nhất. Cùng với sự tăng trưởng nông nghiệp nói chung, sản xuất rau ở Thái Nguyên đã đáp ứng được nhu cầu về số lượng, khắc phục dần tình trạng thiếu hụt lúc giáp vụ, nhiều chủng loại rau chất lượng cao đã được bổ sung trong bữa ăn hàng ngày của người dân. Tuy nhiên, trong xu thế của một nền sản xuất thâm canh, công nghệ sản xuất rau hiện nay đang bộc lộ những nhược điểm đó là việc ứng dụng ồ ạt, thiếu chọn lọc các tiến bộ kỹ thuật như phân bón, chất kích thích sinh trưởng, thuốc bảo vệ thực vật dẫn đến không những gây ô nhiễm môi trường canh tác mà còn làm cho rau bị nhiễm bẩn, ảnh hưởng đến sức khoẻ người sử dụng. 2 Bên cạnh đó thành phố Thái Nguyên còn là một trong những trung tâm công nghiệp lớn ở Việt Nam, nơi đây tập trung nhiều nhà máy xí nghiệp lớn như Nhà máy gang thép Thái Nguyên, Nhà máy Giấy Hoàng Văn Thụ, Nhà máy điện Cao Ngạn … Vì vậy, lượng nước thải từ các nhà máy đổ ra môi trường hàng ngày khá lớn: Nhà máy giấy Hoàng Văn Thụ thải khoảng 400m3/ngày, nước thải độc và bẩn làm ô nhiếm suối Mỏ Bạch và nguồn nước Sông Cầu, Nhà máy cán thép Gia Sàng và khu gang thép Cam Giá hàng ngày thải một lượng nước lớn không được xử lý vào suối Xương Rồng gây ô nhiễm khu vực phường Gia Sàng, phường Túc Duyên.... Các Nhà máy Tấm lợp Amiăng, Khu gang thép Thái Nguyên hàng ngày thải ra lượng bụi lớn làm ô nhiễm khu vực Cam Giá…. Theo thông tin của Bộ Công nghiệp: Chất lượng nước sông Cầu ngày càng xấu đi, nhiều đoạn sông đã bị ô nhiễm tới mức báo động. Ô nhiễm cao nhất là đoạn sông Cầu chảy qua địa phận thành phố Thái Nguyên, đặc biệt là tại các điểm thải của Nhà máy Giấy Hoàng Văn Thụ, khu Gang thép Thái Nguyên.... chất lượng nước không đạt cả tiêu chuẩn A và B của TCVN 5942 - 1995 (Báo công nghiệp Việt Nam, 12/2003[2]). Thêm vào đó là nạn khai thác khoáng sản từ các vùng Sơn Dương, Đại Từ, Phú Lương, Võ Nhai với 177 điểm quặng và mỏ bao gồm than đá, quặng titan, quặng chì, quặng thiếc chứa As…do công nghệ khai thác lạc hậu, không có hệ thống xử lý chất thải, đá thải đã làm cho môi trường sông, suối, hồ nước bị ô nhiễm nghiêm trọng bởi các hoá chất độc hại như As, Pb, Cd….(UBND tỉnh Thái Nguyên, 2004[52]), hàm lượng Pb trong nước mặt ở một số khu vực của thành phố Thái Nguyên gấp từ 2 – 3 lần, Cd gấp từ 2 – 4 lần so với TCVN 6773 – 2000 (Nguyễn Đăng Đức, 2006 [10]). Có thể nói môi trường đất, nước mặt ở thành phố Thái Nguyên đã và đang bị ô nhiễm nặng nề bởi các hoá chất độc hại từ các nguồn thải công nghiệp, nông nghiệp và phế thải đô thị… Xu hướng ô nhiễm có chiều hướng 3 ngày càng gia tăng cả về số lượng, diện tích nếu không có biện pháp xử lý triệt để và đó là một trong những nguyên nhân thu hẹp dần vùng trồng rau sạch của thành phố. Vấn đề ô nhiễm đất, nước do các hoạt động sản xuất công nghiệp, nông nghiệp, phế thải đô thị tại thành phố Thái Nguyên đã được cảnh báo. Tuy vậy các nghiên cứu mới chỉ tập trung vào việc đánh giá tình hình ô nhiễm đất, nước mà chưa đi sâu tìm hiểu về mức độ ảnh hưởng của việc ô nhiễm đó đến chất lượng nông sản. Chính vì vậy, việc nghiên cứu sự nhiễm bẩn môi trường đất, nước và ảnh hưởng của chúng đến chất lượng sản phẩm nông nghiệp là một vấn đề cấp bách hiện nay, góp phần ngăn chặn sự gia tăng ngày một nhiều các chất thải sinh hoạt và công nghiệp được đổ vào đất, nước. Từ những nghiên cứu đầy đủ về nhiễm bẩn đất, nước tưới trong nông nghiệp sẽ đưa ra các biện pháp hữu ích để tạo ra sản phẩm an toàn, hướng tới một nền nông nghiệp sạch và bền vững. Trong hoàn cảnh chung của yêu cầu sản xuất và điều kiện môi trường đề tài: “Nghiên cứu hàm lượng nitrat và kim loại nặng trong đất, nước, rau và một số biện pháp nhằm hạn chế sự tích luỹ của chúng trong rau tại Thái Nguyên" được tiến hành, nhằm góp một phần vào việc kiểm soát và khống chế sự tích luỹ nitrat và kim loại nặng trong rau tại Thành phố Thái Nguyên. 2. Mục tiêu của đề tài - Đưa ra những dẫn liệu cơ bản về tình hình ô nhiễm nitrat và kim loại nặng trong môi trường đất trồng và nước tưới tại một số vùng sản xuất rau ở thành phố Thái Nguyên. - Nghiên cứu mức độ ảnh hưởng việc sử dụng nước tưới bị ô nhiễm nitrat và kim loại nặng (Pb, Cd, As) đến năng suất và sự tích luỹ của chúng trong phần thương phẩm của một số loại rau. - Đề xuất một số biện pháp hạn chế tồn dư NO3- và sự tích lũy kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong rau ở thành phố Thái Nguyên. 3. Giới hạn nghiên cứu - Đối tượng và thời gian nghiên cứu 4 3.1. Giới hạn nghiên cứu Nghiên cứu được thực hiện tại Thành phố Thái Nguyên với 5 địa điểm lựa chọn làm đại diện: Phường Túc Duyên, Phường Quang Vinh, Phường Cam Giá, Xã Lương Sơn và Xã Quyết Thắng. + Điều tra, lấy mẫu đất, nước, rau tại 5 địa điểm trên. + Thí nghiệm nghiên cứu trong chậu thực hiện tại Trường Đại học Nông Lâm Thái Nguyên. + Thí nghiệm đồng ruộng và trong sản xuất thực hiện tại phường Túc Duyên và phường Cam Giá trên nền đất phù sa sông Cầu không được bồi hàng năm. 3.2. Đối tượng nghiên cứu 3.2.1. Cây rau Điều tra thực trạng sản xuất, đánh giá tồn dư NO3- và kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong rau: Sử dụng 6 loại rau thuộc 4 nhóm trồng phổ biến ngoài sản xuất: +Rau ăn lá: Bắp cải (Brassica L.var.capitata), Cải xanh (Brassica Juncea L.), Rau muống (Ipomoea aquatica) + Rau ăn củ: cải củ (Raphanus sativus L.) + Rau ăn quả: đậu côve leo (Phaseolus vulgaris L.) + Rau gia vị: rau mùi (Coriandrum sativum L.) Thí nghiệm nghiên cứu được tiến hành trên 3 loại rau đại diện 3 nhóm: + Rau ăn lá: Cải canh. Tên khoa học: Brassica juncea L., thuộc họ thập tự Cruciferae. Giống sử dụng trong thí nghiệm là giống cải canh vàng TG của Công ty giống cây trồng Miền Nam, thời gian sinh trưởng 28 - 30 ngày. + Rau ăn quả: Đậu côve leo. Tên khoa học: Phaseolus vulgaris L., thuộc họ Leguminoceae. Giống sử dụng trong thí nghiệm là giống Đậu côve leo hạt 5 đen cao sản của Công ty Cổ phần giống cây trồng Miền Nam. Thời gian sinh trưởng 50 - 60 ngày. + Rau ăn lá, củ: Cải củ. Tên khoa học: Raphanus sativus L., thuộc họ thập tự Cruciferae. Giống sử dụng trong thí nghiệm là giống cải củ lá ngắn số 13 của Trung Quốc được nhập khẩu bởi công ty giống rau quả Minh Tiến, Đống Đa, Hà Nội. Thời gian sinh trưởng là 40 - 50 ngày. 3.2.2. Đất, nước Nguồn nước tưới và đất trồng rau tại 5 địa điểm trên của thành phố Thái Nguyên 3.3. Thời gian nghiên cứu Nghiên cứu được thực hiện từ năm 2002 - 2007 4. Những đóng góp mới của đề tài 4.1. Ý nghĩa khoa học - Đóng góp về mặt lý luận cho việc giải thích các mối tương quan giữa hàm lượng các kim loại nặng trong đất, trong nước và hàm lượng của chúng trong phần sử dụng của một số loại rau. - Xem xét khả năng hấp thu NO3- và kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong nước tưới cho rau cải canh, cải củ và đậu côve leo trồng tại Thành phố Thái Nguyên. 4.2. Ý nghĩa thực tiễn - Đưa ra những dẫn liệu cơ bản về tình hình ô nhiễm N-NO3- và kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong đất trồng, nước tưới và trong rau sản xuất ở thành phố Thái Nguyên. - Góp phần cung cấp cơ sở khoa học định hướng qui hoạch vùng sản xuất rau an toàn. - Đề xuất một số giải pháp để giảm thiểu sự tích luỹ nitrat và kim loại nặng trong rau. Chương 1 6 TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 1.1. Tình hình sản xuất và tiêu thụ rau trên thế giới và Việt Nam Rau xanh là thực phẩm cần thiết không thể thiếu, là nguồn cung cấp cung cấp chủ yếu khoáng chất và vitamin, góp phần cân bằng dinh dưỡng trong bữa ăn hàng ngày của con người. Đồng thời rau là cây trồng mang lại hiệu quả kinh tế cao, là mặt hàng xuất khẩu quan trọng của nhiều nước trên thế giới. Vì vậy rau được coi là loại cây trồng chủ lực trong cơ cấu sản xuất nông nghiệp ở nhiều quốc gia. 1.1.1. Tình hình sản xuất và tiêu thụ rau trên thế giới Trên thế giới rau là loại cây được trồng từ lâu đời. Người Hy Lạp. Ai Cập cổ đại đã biết trồng rau và sử dụng rau bắp cải như một nguồn thực phẩm. Từ năm 2000 trở lại đây diện tích trồng rau trên thế giới tăng bình quân mỗi năm trên 600.000 ha, sản lượng rau cũng tăng dần qua các năm. Theo FAO, 2006 [80]: Năm 2000 diện tích rau trên thế giới là 14.826.956 ha thì đến năm 2005 diện tích tăng lên 18.003.909 ha, sản lượng tăng từ 218.336.847 tấn lên đến 249.490.521 tấn. Rau được dùng kết hợp với các loại hoa quả thực phẩm rất tốt cho sức khoẻ do có chứa các loại vitamin, các chất chống ôxi hoá tự nhiên, có khả năng chống lại một số bệnh như ung thư. Do vậy nhu cầu tiêu thụ rau quả ngày càng tăng. Người dân Nhật Bản tiêu thụ rau quả nhiều hơn người dân của bất cứ quốc gia nào trên thế giới, mỗi năm Nhật Bản tiêu thụ 17 triệu tấn rau các loại, bình quân mỗi người tiêu thụ 100 kg/năm. Xu hướng hiện nay là sự tiêu thụ ngày càng nhiều các loại rau tự nhiên và các loại rau có lợi cho sức khoẻ. Trung bình trên thế giới mỗi người tiêu thụ 154 - 172g/ngày (FAO, 2006 [80]). Theo dự báo của Bộ nông nghiệp Hoa Kỳ (USDA) do tác động 7 của các yếu tố như sự thay đổi cơ cấu dân số, thị hiếu tiêu dùng và thu nhập dân cư, tiêu thụ nhiều loại rau sẽ tăng mạnh trong giai đoạn 2005 - 2010, đặc biệt là rau ăn lá. Việc tiêu thụ rau diếp và các loại rau ăn lá khác tăng 22 - 23%, trong khi mức tiêu thụ khoai tây và các loại rau ăn củ chỉ tăng 7 - 8 %. 1.1.2. Tình hình sản xuất và tiêu thụ rau ở Việt Nam Việt nam có lịch sử trồng rau từ lâu đời, với điều kiện khí hậu rất thích hợp cho sinh trưởng, phát triển và tạo hạt của các loại rau, kể cả rau có nguồn gốc á nhiệt đới và ôn đới. Cho tới nay có khoảng 70 loài thực vật được sử dụng làm rau hoặc được chế biến thành rau. Riêng rau trồng có khoảng hơn 30 loài trong đó có khoảng 15 loài là chủ lực, trong số này có hơn 80% là rau ăn lá. Diện tích rau tập trung ở 2 vùng chính là vùng đồng bằng Sông Hồng và vùng đồng bằng Nam Bộ. Trong các loại rau thì rau muống được trồng phổ biến nhất trên cả nước, tiếp đến là bắp cải được trồng nhiều ở miền Bắc. Đối với nông dân, rau là loại cây trồng cho thu nhập quan trọng cho nông hộ (Hồ Thanh Sơn và cs, 2005[35]). Tuy vậy sản xuất rau của Việt Nam chủ yếu vẫn theo quy mô hộ gia đình khiến cho sản lượng hàng hóa không nhiều. Bên cạnh đó sản xuất phụ thuộc nhiều vào phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật và môi trường sản xuất bị ảnh hưởng khá lớn bởi chất thải công nghiệp, chất thải sinh hoạt. Việc chạy theo lợi nhuận, áp dụng thiếu chọn lọc các tiến bộ khoa học kỹ thuật cùng với sự thiếu hiểu biết của người trồng rau đã làm cho sản phẩm rau xanh bị ô nhiễm NO3-, kim loại nặng, vi sinh vật gây bệnh và hóa chất bảo vệ thực vật. Vấn đề ô nhiễm rau xảy ra ở hầu khắp các vùng trồng rau trong cả nước (Nguyễn Văn Hải và cs (2000) [14], Chiêng Hông, 2003 [20], Vũ Đình Tuấn và Phạm Quang Hà (2003) [50], Đặng Thị Vân và cs, 2003 [54]. Đó là những nguyên 8 nhân làm cho các sản phẩm rau của Việt Nam chưa hấp dẫn được người tiêu dùng trong nước cũng như người tiêu dùng quốc tế. Hiện nay vấn đề an toàn thực phẩm đang là nỗi lo của tất cả mọi người, mọi ngành. Rau là thực phẩm được sử dụng hàng ngày ở tất cả các gia đình, vì vậy để đảm bảo sức khoẻ người sử dụng trong những năm gần đây nhà nước, ngành nông nghiệp và các địa phương đã có rất nhiều chủ trương giải pháp nhằm nhanh chóng phát triển các mô hình trồng rau an toàn. Trên thực tế ở Việt Nam hiện nay có hai loại hình phát triển rau an toàn chủ yếu: + Thứ nhất là mô hình rau sạch trên diện tích hẹp đầu tư cao về cơ sở vật chất kỹ thuật. Đó là mô hình trồng rau trong nhà kính, nhà lưới, trồng rau thuỷ canh, trồng rau trên giá thể ..….Ưu điểm của những mô hình này là có thể trồng rau trái vụ, cho năng suất cao, tránh được những điều kiện thời tiết bất lợi, phù hợp chủ yếu với rau ăn lá và rau cao cấp. Nhược điểm lớn nhất của việc trồng rau theo mô hình này là đầu tư khá cao (đầu tư cho 1ha nhà lưới từ 250 - 300 triệu đồng, cho nhà kính hàng tỷ đồng) nên giá thành cao, qui mô thường nhỏ do vậy ít người tham gia sản xuất, lượng rau sạch không đáp ứng được đại bộ phận người tiêu dùng có thu nhập thấp nên rất khó mở rộng. + Thứ hai là mô hình phát triển rau an toàn trên diện rộng ngay tại đồng ruộng, bằng cách đầu tư chuyển giao kỹ thuật cho nông dân. Nhược điểm cơ bản là không trồng được rau trái vụ, hay bị tác động bất lợi của thời tiết, nhưng có ưu điểm là nhiều nông dân có thể tham gia áp dụng, diện tích và sản lượng thu hoạch lớn nên đáp ứng được nhu cầu của đông đảo người tiêu dùng, khai thác được các ưu thế của thời tiết nhiệt đới, giá thành thấp, tác động tích cực nhanh đến nông nghiệp, môi trường và cộng đồng xã hội, dễ mở rộng quy mô sản xuất. Đây được gọi là mô hình “sản xuất rau sach cộng đồng” đã được nghiên cứu ứng dụng và khởi xướng từ tỉnh Vĩnh Phúc thời kỳ 2000 – 2003, từ đó lan ra khá nhiều địa phương như Hà Nội, Thái Nguyên, Hải Dương, Bắc 9 Ninh, Bình Định, Khánh Hoà, Đà Lạt… Mô hình này hiện nay tỏ ra thích hợp, có hiệu quả. Mặc dù các cơ quan chức năng đã có rất nhiều cố gắng trong việc phát triển các mô hình rau an toàn nhưng mô hình rau an toàn cũng chỉ mới phát triển ở mức khiêm tốn. Theo Bộ NN & PTNT, sản lượng rau quả chiếm 13,2% tổng giá trị sản lượng nông nghiệp và 16% tổng giá trị trồng trọt trong cả nước nhưng sản lượng rau an toàn chỉ chiếm khoảng 5% và chỉ đáp ứng một phần nhỏ nhu cầu người tiêu dùng, các bếp ăn tập thể, các trường học và doanh nghiệp [Nguyễn Văn Dũng, 2006[8]). Có thể nói hiện nay việc sản xuất rau an toàn vẫn chưa phổ biến (Dương Thế Hùng, 2007[21]) (Thu Hương, 2005 [23]). Kết quả 3 năm triển khai dự án rau an toàn của Bộ NN và PTNT trên địa bàn 6 tỉnh Hà Nội, Hải Phòng, Hà Tây, Vĩnh Phúc, Bắc Ninh, Hưng Yên đạt gần 16.000 ha chỉ chiếm 8,4% về diện tích và 7,7 % về sản lượng. Ngay như Hà Nội diện tích rau an toàn mới chiếm khoảng 44% và Vĩnh Phúc 17 % tổng diện tích rau trên địa bàn (Hà Tâm, 2006 [39]). Có rất nhiều nguyên nhân khiến cả người tiêu dùng và các cơ quan quản lý nhà nước nghi ngờ độ an toàn của rau, trong đó có 2 nguyên nhân chính: + Nguyên nhân thứ nhất là người nông dân sản xuất nhỏ lẻ, chưa áp dụng đầy đủ qui trình kỹ thuật trồng rau quả an toàn. Hiện tại ngay cả trên 40% vùng sản xuất rau an toàn của cả nước lượng vi sinh vật, hoá chất độc hại, kim loại nặng và thuốc bảo vệ thực vật tồn dư trong rau an toàn vẫn tồn tại, trong đó khoảng 4% vượt mức cho phép (Hà Linh, 2006[25]). + Nguyên nhân thứ hai là qui hoạch vùng sản xuất rau an toàn chưa hoàn thiện, ruộng rau an toàn vẫn bố trí xen kẽ với các thửa ruộng không theo qui trình. Bất cập nhất hiện nay là ruộng sản xuất rau theo đúng qui trình kỹ thuật nhưng lại nằm ngay trong vùng môi trường canh tác bị ô nhiễm. Hiện nay các 10 vùng sản xuất rau an toàn vẫn còn manh mún rất khó cho việc tổ chức sản xuất cũng như kiểm tra và tiêu thụ sản phẩm. Ngay như Hà Nội là một địa phương có tốc độ qui hoạch vùng rau an toàn nhanh hơn rất nhiều các địa phương khác nhưng diện tích rau an toàn vẫn trong tình trạng phân bố rải rác, xen lẫn với vùng trồng lúa và trồng rau truyền thống. Phần lớn diện tích rau an toàn của Hà nội được chuyển đổi từ đất trồng lúa, trồng hoa màu có tiền sử được sử dụng nhiều loại thuốc BVTV, phân hoá học….Do vậy khó tránh khỏi sự tác động ngược của các tồn dư hoá chất trong môi trường lên cây rau. Một cuộc khảo sát gần đây nhất, Hà Nội có 108/478 vùng rau với diện tích 932 ha chiếm 35,3% diện tích canh tác không đủ các điều kiện về đất, nước để sản xuất rau an toàn, 77 vùng có chỉ tiêu kim loại nặng trong nước tưới vượt quy định cho phép, trong đó 16 vùng tưới bằng nguồn nước ngầm và 61 vùng tưới bằng nguồn nước mặt; 36 vùng có chỉ tiêu về hàm lượng kim loại nặng trong đất vượt quy định cho phép (chủ yếu là đồng, cadimi và kẽm) (Cục trồng trọt Bộ NN và PTNT, 2007 [53]). Việc triển khai mô hình sản xuất rau an toàn của Thành phố Thái Nguyên cũng nằm trong tình trạng như vậy, các mô hình không được cách ly với vùng canh tác theo tập quán chung và môi trường canh tác bị ô nhiễm làm cho người tiêu dùng không tin tưởng vào chất lượng rau an toàn nên lượng tiêu thụ rất ít (Chi cục BVTV Thái Nguyên, 2003 [5]) Như vậy để có thể phát triển ngành sản xuất rau theo hướng an toàn và bền vững cần thiết phải có những biện pháp đồng bộ: Tập huấn nông dân về kỹ thuật, nâng cao ý thức cộng đồng, tiến hành kiểm tra chất lượng đất, nước để qui hoạch vùng sản xuất cách ly với các khu vực bị ô nhiễm, giám sát kiểm định chất lượng, quảng cáo thương hiệu ….. Bên cạnh đó phải có sự phối hợp chặt chẽ giữa các ngành, các cấp và người sản xuất như vậy việc triển khai mô hình sản xuất rau an toàn mới đạt hiệu quả cao. 11 1.2. Dinh dưỡng đạm cho rau và vấn đề tồn dư nitrat 1.2.1. Vai trò của N đối với sự sinh trưởng và phát triển của cây rau Tỷ lệ nitơ trong cây biến động từ 1 - 6 % trọng lượng chất khô. N là yếu tố quan trọng hàng đầu đối với cơ thể sống vì nó là thành phần cơ bản của các prôtêin - chất cơ bản biểu hiện sự sống. Nitơ nằm trong nhiều hợp chất cơ bản cần thiết cho sự phát triển của cây như diệp lục và các chất men. Các bazơ nitơ là thành phần cơ bản của axit nucleic, trong các ADN và ARN của nhân tế bào, nơi cư trú các thông tin di truyền đóng vai trò quan trọng trong việc tổng hợp prôtêin. Do vậy N là yếu tố cơ bản trong việc đồng hoá C, kích thích sự phát triển của bộ rễ và hút các yếu tố dinh dưỡng khác. Cây trồng được bón đủ đạm lá có màu xanh lá cây thẫm, sinh trưởng khỏe mạnh, chồi búp phát triển nhanh, năng suất cao. Theo Trần Vũ Hải (1998) [13]: Đối với rau, đạm là yếu tố tác động rất lớn đến sinh trưởng phát triển như chiều cao cây, diện tích lá. Với cải bẹ xanh khi sử dụng lượng đạm từ 120N - 180 N/ha thì chiều cao cây, chỉ số diện tích lá tăng dần. Nghiên cứu của Phạm Minh Tâm (2001) [38] với cải bẹ xanh trên nền đất xám cũng cho kết quả tương tự, chiều cao cây cải tăng dần khi tăng lượng đạm bón, ở mức 120 kg N/ha chiều cao cây là 23,70cm so với 10,50 cm khi không bón đạm, động thái ra lá, trọng lượng trung bình cây cũng tăng dần khi tăng lượng đạm bón, đạt cao nhất ở mức bón 120 kg N/ha. Cây thiếu đạm lá có màu vàng, sinh trưởng kém, còi cọc, có khi bị thui chột, thậm chí rút ngắn thời gian tích luỹ hoàn thành chu kỳ sống. Theo Bùi Quang Xuân và nnk (1996) [57]: với cải bắp liều lượng đạm có quan hệ chặt với năng suất ở mức 200 kg N/ha, năng suất cải bắp đạt cao nhất 430 tạ/ha, ở mức dưới 200 kg N/ha thì năng suất đạt thấp 320 tạ/ha. 12 Bón thừa đạm lá cây có màu xanh tối, thân lá mềm, tỷ lệ nước cao, dễ mắc sâu bệnh, dễ lốp đổ và thời gian sinh trưởng kéo dài. Bón nhiều đạm và không cân đối thì dẫn đến sự tích luỹ nitrat trong cây và làm ô nhiễm nitrat trong nước ngầm (Bùi Quang Xuân,1998 58, Vũ Hữu Yêm, 200559). 1.2.2. Quá trình chuyển hoá đạm trong cây Việc cung cấp nitơ và các chu trình vật chất trong tự nhiên phụ thuộc nhiều vào quá trình phân huỷ sinh học các hợp chất chứa nitơ trong môi trường. Toàn bộ nitơ trong chu trình nitơ sinh học diễn ra chủ yếu qua hoạt động cố định đạm của các vi khuẩn sống trong cây, các tảo lục và các vi khuẩn cộng sinh trong rễ của một số loài thực vật (ví dụ như Rhizobium có ở trong nốt sần của rễ một số loài họ đậu). Những sinh vật này có khả năng chuyển hoá N2 thành N-NH4+, mặc dù chiếm tỷ lệ nhỏ dòng nitơ trên toàn cầu, quá trình cố định đạm là nguồn cung cấp nitơ cao nhất cho cả sinh vật trên cạn và sinh vật thủy sinh. Cây trồng hút đạm ở cả hai dạng NH4+ và NO3-. Mức độ hấp thu nhiều N-NH4+ hoặc N-NO3- của cây trồng phụ thuộc vào tuổi, loại cây trồng, môi trường và các yếu tố khác. Một số loại rau như bắp cải, củ cải sử dụng được cả NH4+ và NO3- nhưng cải xoăn, cần tây, bí, các loại đậu sinh trưởng tốt hơn khi cung cấp đạm ở dạng NO3-, các loại cây như cà chua, khoai tây lại thích hợp môi trường dinh dưỡng có tỷ lệ N-NO3-/N-NH4+ cao. Nhiệt độ cũng ảnh hưởng rất lớn đến việc hấp thu N-NO3- hơn N-NH4+, đặc biệt ở nhiệt độ 2- 160C (Vaast và cs,1998 [113]). 1.2.3. Độc tính của Nitrat Sự tích luỹ NO3- cao trong mô cây không gây độc đối với cây nhưng khi sử dụng cây có hàm lượng NO3- cao có thể làm hại gia súc và con người đặc biệt là trẻ em do NO3- được tích lũy trong bộ máy tiêu hoá có khả năng khử thành NO2-: 13 2H+ + 2e = H2O NO3- + 2e + 2H+ = NO2- + NAD+ + H2O Trong dạ dày con người, do tác dụng của hệ vi sinh vật, các loại enzym và do các quá trình hoá sinh mà NO2- dễ dàng tác dụng với các acid amin tự do tạo thành Nitrosamine gây nên ung thư, đặc biệt là ung thư dạ dày (Bùi Quang Xuân và cs, 1996 [57], Ramos, 1994[69]). Các acid amin trong môi trường acid yếu (pH = 3 - 6), đặc biệt với sự có mặt của NO2- sẽ dễ dàng bị phân huỷ thành andehyt và acid amin bậc 2 từ đó tiếp tục chuyển thành nitrosamine. Ngày nay nhiều tác giả nhắc đến nitrosamine như là một tác nhân làm sai lệch nhiễm sắc thể, dẫn đến truyền đạt sai thông tin di truyền gây nên các bệnh ung thư khác nhau. Trong máu NO2- ngăn cản sự kết hợp của O2 với hemoglobin ở quá trình hô hấp, quá trình này được lặp lại nhiều lần vì vậy mỗi iôn NO2- có thể biến rất nhiều phân tử hemoglobin thành methaemoglobin. Methaemoglobin được tạo thành do oxyhemoglobin đã ôxyhoá Fe2+ thành Fe3+ làm cho phân tử hemoglobin mất khả năng kết hợp với oxy tức là việc trao đổi khí của hồng cầu không được thực hiện (Wite 1975) [116]. Cơ chế này dễ dàng xảy ra với trẻ nhỏ đặc biệt là trẻ có sức khoẻ yếu, tiêu hoá kém vì trẻ em còn thiếu các enzym cần thiết để khử NO2- xuống N2 và NH3 rồi thải ra ngoài. 1.2.4. Những yếu tố gây tồn dư NO3- trong rau xanh Theo các nhà khoa học thì có đến 20 yếu tố gây tồn dư nitrat trong nông sản như: nhiệt độ, ánh sáng, đất đai, nước tưới, biện pháp canh tác….. nhưng nguyên nhân chủ yếu được các nhà nông học khẳng định đó là phân bón đặc biệt là phân đạm, do sử dụng không đúng: bón với liều lượng quá cao, bón sát thời kỳ thu hoạch, bón không cân đối với lân, kaly và vi lượng. 14 1.2.4.1. Ảnh hưởng của phân bón + Phân đạm: Trong các loại phân bón dùng cho cây trồng thì phân đạm được sử dụng nhiều nhất và cũng là yếu tố then chốt quyết định năng suất cây trồng. Thực tế cây trồng được cung cấp đủ đạm sẽ phát triển mạnh, tổng hợp được nhiều chất tạo nên sinh khối và tăng sản phẩm. Nhưng bón nhiều đạm trong điều kiện quang hợp, hô hấp kém, không đủ xetoaxid để chuyển hóa N-NO3- thành N-NH4+ rồi thành axitamin, N sẽ tích luỹ trong cây ở dạng Nitrat hoặc Cyanogen. * Ảnh hưởng của liều lượng đạm bón đến năng suất và tồn dư NO3- trong rau Ở Việt Nam do chạy theo năng suất và lợi nhuận, người sản xuất đã lạm dụng phân đạm. Trong khi sử dụng phân đạm theo chiều hướng gia tăng thì việc sử dụng phân lân và phân ka ly rất ít, phối hợp theo tỷ lệ không hợp lý điều đó đã làm cho hàm lượng nitrat trong thương phẩm rất cao. Kết quả điều tra ở 3 huyện Thanh Trì, Gia Lâm và Đông Anh của thành phố Hà Nội năm 2000, Đinh Văn Hùng và nnk (2005) [22] cho biết: nông dân sử dụng lượng đạm lớn và mất cân đối với phân lân và kali; đặc biệt đối với cây rau đậu, lượng phân đạm sử dụng phổ biến ở mức 500 kg N/ha với xu hào, bắp cải là 550 kg N/ha, cà chua là 640 kg N/ha. Đặng Thu Hoà (2002) [18] khi khảo sát tình hình sử dụng phân bón cho rau ở một số vùng chuyên canh rau của Hà nội cũng cho kết quả tương tự, lượng phân đạm nông dân sử dụng thường gấp từ 2-3 lần so với qui trình sản xuất rau an toàn, trong khi đó phân lân và kali sử dụng rất ít thậm chí không sử dụng. Các kết quả nghiên cứu đều khẳng định sử dụng lượng lớn phân đạm và không hợp lý là nguyên nhân dẫn đến hàm lượng nitrat cao trong sản phẩm. 15 Theo Tạ Thu Cúc (1996) [7] khi bón phân đạm vào đã làm tăng tồn dư NO3- trong cà chua từ 370 mg/kg lên 485 mg/kg và hành tây từ 72,8 mg/kg lên 87,4 mg/kg. Tiến hành nghiên cứu ảnh hưởng của lượng đạm bón đối với sự tích luỹ nitrat trong rau cải bẹ xanh trên nền đất xám tại thành phố Hồ Chí Minh, Phạm Minh Tâm (2001) [38] cho thấy năng suất cải bẹ xanh tăng dần khi tăng lượng đạm bón, cao nhất ở mức bón 150 kg N/ha, tuy vậy thì hàm lượng NO3- trong rau khi thu hoạch quan hệ chặt với lượng đạm bón, từ 31,7mg NO3-/kg rau tươi ở mức 0 kg N/ha lên 524,9 mg NO3-/kg ở mức 180 kg N/ha. Kết quả nghiên cứu của Đặng Thu Hoà (2002) [18] trên đất phù sa Sông Hồng cũng cho kết quả tương tự, tăng lượng đạm bón làm tăng sự tích luỹ nitrat trong rau, với rau muống tăng mức đạm bón từ 120 kg N/ha lên 180 kg N/ha thì hàm lượng NO3- trong rau tăng lên thêm 250 mg/kg rau. * Ảnh hưởng của thời gian bón thúc đạm lần cuối đến thu hoạch tới mức độ tích luỹ NO3- trong rau xanh. Ngoài việc sử dụng một lượng lớn phân đạm thì thời gian kết thúc bón đạm trước thu hoạch cũng là một hiện tượng rất phổ biến ở tất cả các vùng trồng rau trong cả nước. Nông dân thường thu hoạch rau chỉ sau khi bón đạm 3 - 7 ngày (Tạ Thu Cúc, 1996 [7]),(Trần Vũ Hải, 1998 [13]), (Đặng Thu Hòa, 2002 [18]), (Phạm Minh Tâm, 2001 [38]). Người sản xuất hầu như không quan tâm đến tồn dư nitrat trong rau mà thời gian thu hoạch do thị trường quyết định, đặc biệt vào mùa khan hiếm rau. Nhiều kết quả nghiên cứu đã chứng minh rằng, tồn dư NO3- trong rau liên quan chặt chẽ tới sự cung cấp đạm và quá trình quang hợp trước lúc thu hoạch. Nếu có đủ thời gian và điều kiện để cây quang hợp mạnh tạo ra glucid và hô hấp tạo ra acetoacid thì hàm lượng NO3- trong cây không đến mức gây độc. Do đó thời gian bón đạm trước khi thu hoạch quyết định đến tồn dư 16 nitrat trong rau. Tuy vậy khả năng hấp thụ N và tích luỹ NO3- nhanh hay chậm còn phụ thuộc vào từng loại rau. Hầu hết các loại rau có hàm lượng NO3- đạt cao nhất sau khi bón thúc đạm lần cuối từ 3 - 10 ngày. Nghiên cứu về vấn đề này, Nguyễn Văn Hiền và cs (1994) [17] đã kết luận: Hàm lượng nitrat ở cải bắp đạt cao nhất vào ngày thứ 7 kể từ khi bón thúc lần cuối ở tất cả các liều lượng đạm khác nhau và chỉ thu hoạch sau 14 ngày thì hàm lượng nitrat trong cải bắp mới giảm hẳn dưới ngưỡng an toàn. Theo Lê Văn Tán và cs (1998) [37] tồn dư nitrat trong rau thương phẩm còn phụ thuộc vào khả năng tích luỹ của từng loại rau. Tồn dư nitrat trong rau ăn lá và rau ăn quả cao nhất trong khoảng thời gian từ 10 - 15 ngày từ lúc bón lần cuối đến khi thu hoạch, đối với rau ăn củ là khoảng 20 ngày. Thời gian bón thúc sau cùng càng xa ngày thu hoạch thì lượng nitrat trong rau càng giảm. Khi nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian bón thúc đạm lần cuối đối với một số loại rau trồng phổ biến tại Tỉnh Lâm Đồng, tác giả Bùi Cách Tuyến (1998) [51] cho biết: + Đối với xà lách: tồn dư nitrat đạt cao nhất khoảng 21 ngày khi ngừng bón (1569 mg NO3-/kg rau tươi) sau đó giảm dần theo thời gian và đến 25 ngày thì giảm hẳn dưới ngưỡng cho phép (426 mg NO3-/kg rau tươi) + Đối với đậu Hà lan, đậu côve: tồn dư nitrat đạt cao nhất vào thời điểm 7 ngày sau bón thúc lần cuối và được giảm dần ở các ngày sau đó, nhưng nếu bón đạm ở mức cao (>300 kg N/ha) thì sau 10 ngày tồn dư nitrat mới giảm tới mức cho phép. + Đối với cà rốt: tồn dư nitrat được tích luỹ cao nhất ở thời điểm 20 ngày sau khi ngừng bón N và sẽ giảm dần ở các ngày tiếp theo. Kết quả nghiên cứu của Bùi Quang Xuân (1998) [58] cũng cho thấy hàm lượng nitrat trong cải bắp thực sự giảm sau 16 - 20 ngày bón N lần cuối, nếu 17 hoà phân đạm vào nước tưới thì thời gian bón thúc lần cuối rút ngắn hơn từ 2 - 4 ngày. Phạm Minh Tâm (2001) [38] khi nghiên cứu trên rau cải xanh tại thành phố Hồ Chí Minh cũng cho kết quả: với mức bón 90 kg N/ha thì hàm lượng nitrat trong cải bẹ xanh đạt cực đại ở 16 ngày sau bón thúc đạm lần cuối và giảm mạnh ở các ngày tiếp theo. Kết quả nghiên cứu trong thí nghiệm chậu vại trên nền đất phù sa Sông Hồng tại Hà Nội, Đặng Thu Hoà (2001) [18] cho biết: Đối với rau muống ở mức bón 120 - 210 kg N/ha thì hàm lượng nitrat trong rau muống đạt cao nhất trong khoảng 7 - 10 ngày sau bón thúc đạm lần cuối giảm dần ở những ngày tiếp theo, với xà lách và dưa chuột hàm lượng nitrat đạt cao nhất ở ngày thứ 3 - 5. * Ảnh hưởng của dạng đạm bón đến tồn dư nitrat trong rau Bón dạng đạm khác nhau (NH4+ hoặc NO3-) cũng có ảnh hưởng khác nhau đến sự tích luỹ nitrat trong cây. Các tác giả Chuphan và cs (1967) [70]. Venter và cs (2007) [112] cho rằng bón phân đạm dạng NO3- làm tích luỹ NO3- trong rau cao hơn dạng đạm NH4+ và sử dụng phân bón CaCN2 (canxixianamit) thì hàm lượng NO3- trong rau đạt thấp nhất. Theo Phạm Minh Tâm (2001) [38] cùng với mức đạm bón là 90N/ha, với cải bẹ xanh khi bón dạng đạm NH4NO3 và urê sự tích luỹ đạm trong rau cao hơn so với khi bón phân NPK và (NH4)2SO4. + Phân lân: Trong cây tỷ lệ P biến động từ 0,1 – 0,4% chất khô, trong đó P ở dạng hữu cơ là chính. Lân hữu cơ đa dạng đóng vai trò quan trọng trong quá trình trao đổi chất, hút chất dinh dưỡng. Dạng hợp chất cao năng chứa lân quan trọng nhất, phổ biến nh._.ất là ATP và ADP cần cho quá trình quang hợp, khử NO3 trong cây, tổng hợp prôtêin và các hợp chất quan trọng khác. 18 Vai trò của lân đối với sự tích luỹ NO3- trong cây cũng đã được rất nhiều nghiên cứu khẳng định. Khi sử dụng phân lân ở các mức khác nhau đối với bắp cải và cà chua trên nền bón đạm tại Đông Anh (Hà Nội), Bùi Quang Xuân và cs (1996) [57] cho thấy: Với cải bắp, cùng với mức bón đạm nếu không bón lân hàm lượng N - NO3- trong rau khi thu hoạch là 982 mg/kg tươi. Nếu bón 60 P2O5/ha thì hàm lượng N-NO3- trong rau giảm xuống 540 mg/kg, và ở mức bón 120 P2O5/ha thì hàm lượng N- NO3- trong rau khi thu hoạch với rau cải bắp là 480 mg/kg tươi. Như vậy bón phân lân có tác dụng tăng cường chuyển hoá đạm khoáng thành đạm prôtit làm giảm sự tích luỹ NO3- trong rau. Tuy vậy tại các vùng trồng rau hiện nay lượng phân lân sử dụng rất ít thường chỉ đạt khoảng 50% so với qui trình sản xuất rau an toàn, như cà chua 21 - 40 kg P2O5/ha trong khi qui trình rau an toàn là 85 kg P2O5/ha, đậu côve là 30 - 40 kg P2O5/ha so với qui trình là 60 kg P2O5/ha (Đặng Thu Hoà, 2003[18]). Như vậy sử dụng phân lân ít trong khi đó phân đạm sử dụng với mức cao nên dẫn đến sự tích luỹ nitrat cao trong sản phẩm. + Phân kali: Cũng như lân, nông dân hầu như chưa có thói quen sử dụng phân kaly. Các kết quả điều tra đều cho thấy lượng phân kaly bón cho rau thường rất ít, thậm chí không bón. Các nghiên cứu đã khẳng định cùng với phân lân, phân kali được bón kết hợp cùng với phân đạm cũng có tác dụng làm giảm sự tích luỹ nitrat trong thương phẩm: Theo Bardy (1985), kali làm tăng quá trình khử nitrat trong cây. Bón đạm kết hợp thêm phân kali sẽ làm giảm tích luỹ NO3- trong rau rõ rệt hơn khi chỉ bón riêng rẽ đạm. Tạ Thu Cúc (1996) [7], khi tăng liều lượng kali, hàm lượng NO3- trong cải bắp giảm xuống, bón thúc phân kali cho rau khi sinh trưởng và phát dục mạnh sẽ làm giảm hàm lượng nitrat trong cây. Theo Bùi Quang Xuân và nnk (1996) [57]: nếu bón đạm đơn độc ở mức 90 kg N/ha cho cải bắp thì hàm lượng nitrat trong rau là 930 mg NO3-/kg, 19 nhưng nếu vẫn mức bón đạm đó được kết hợp thêm 100 K2O/ha thì hàm lượng nitrat trong cải bắp giảm xuống chỉ còn 480 mg NO3-/kg. + Phân hữu cơ: Việc bón phân hoá học chỉ là biện pháp trước mắt, tức thời, nếu chỉ bón đơn thuần phân hoá học thì về lâu dài đất sẽ bị bạc màu, sức sản xuất của đất giảm. Bón phân hữu cơ nhằm cân đối dinh dưỡng và cơ chất cho đất tăng cường độ màu mỡ tự nhiên của đất. Hướng tới mục tiêu “nông nghiệp bền vững” thì biện pháp ổn định hàm lượng hữu cơ trong đất là rất quan trọng. Đối với đất trồng rau nếu thời gian canh tác lâu dài và liên tục, sử dụng phân đạm hóa học, sử dụng hóa chất bảo vệ thực vật, không bón phân hữu cơ sẽ làm cho đất chai cứng, giảm độ xốp, độ thoáng khí, giảm khả năng thấm thoát nước, khi sự phát triển của hệ rễ bị giới hạn sẽ ảnh hưởng đến hấp thu dinh dưỡng của rau. Ngoài ra phân hữu cơ còn là nguồn cung cấp dinh dưỡng tổng hợp đa, trung, vi lượng, các vitamin, kích thích tố sinh trưởng…làm tăng chất lượng nông sản, tăng cường hoạt động các vi sinh vật đất, các quá trình chuyển hóa, tuần hoàn chất dinh dưỡng, sự cố định đạm, sự nitrat hóa và sự phân hủy các chất độc hại…Phân hữu cơ ở một thời điểm nhất định có sự giải phóng đạm vì vậy ngoài chức năng cải tạo đất phân hữu cơ còn là nguồn cung cấp đạm cho cây, vì vậy cũng như đạm nếu sử dụng phân hữu cơ với lượng quá cao, đạm được giải phóng nhiều vào giai đoạn cuối sẽ gây tồn dư NO3- cao trong sản phẩm. Theo Bùi Quang Xuân và cs (1996) [57] cùng với liều lượng phân vô cơ, bón thêm phân chuồng đã làm tăng hàm lượng nitrat trong cải bắp, nếu bón liều lượng quá cao 45 tấn PC/ha thì hàm lượng nitrat trong cải bắp tăng mạnh, liều lượng thích hợp nhất để tăng năng suất và an toàn là 15 tấn PC/ha. Phương pháp bón phân chuồng cũng ảnh hưởng rõ đến hàm lượng nitrat trong rau: bón lót 50% và bón thúc 50% lượng phân chuồng làm tăng hàm 20 lượng nitrat trong bắp cải lên 834 mg NO3-/kg so với 529mg NO3-/kg khi bón lót 100% lượng phân chuồng (Bùi Quang Xuân và cs, 1996 [57]). Thực tế hiện nay lượng phân chuồng sử dụng cho cây trồng rất ít do nguồn phân hữu cơ và nguy hại hơn là tập quán rất phổ biến ở hầu hết các vùng trồng rau trong cả nước là bón phân tươi, nước giải trực tiếp cho rau theo định kỳ 3 - 5 ngày một lần (Đặng Thu Hoà, 2002[18]), Đinh Văn Hùng và cs, 2005 [22]), đây cũng là một nguyên nhân gây tích luỹ nitrat và các hoá chất độc hại trong rau. + Phân vi lượng: Sự tích luỹ NO3- gắn liền với quá trình khử NO3- và quá trình đồng hoá đạm trong cây. Các quá trình này liên quan chặt chẽ đến các quá trình khác như quang hợp, hô hấp và chịu ảnh hưởng mạnh mẽ của hệ enzim và các hợp chất cao năng. Hiện nay có khoảng 1000 hệ enzim trong đó có khoảng 1/3 số hệ enzim này được hoạt hoá bằng các nguyên tố vi lượng. Điển hình là các enzim tham gia trong chuỗi phản ứng khử NO3- thành NH4+ như Nitratreductaza chứa Mo, Cu và Hydrôylaminreductaza chứa Mn, Mo. Cây trồng nghèo Bo dẫn đến tích luỹ NO3- trong thân và rễ, lá do bị ức chế quá trình khử NO3- tổng hợp aminoacid. Thiếu Mn ảnh hưởng nghiêm trọng tới chuỗi dây chuyền trong quang hợp, ảnh hưởng tới quá trình phosphoril hoá, quá trình khử CO2 làm tích luỹ NO3- trong cây. Mo nằm trong cấu trúc của enzim nitratredutaza có vai trò thúc đẩy quá trình khử CO2 trong cây. Cu có vai trò thúc đẩy quá trình quang hợp của cây. Như vậy chế độ dinh dưỡng thiếu các nguyên tố vi lượng cũng là nguyên nhân gây tồn dư nitrat trong rau. 1.2.4.2. Ảnh hưởng của khí hậu, thời tiết, ánh sáng, thu hoạch và bảo quản Dư lượng NO3 - trong rau chịu ảnh hưởng rất lớn của yếu tố khí hậu thời tiết. Trong giai đoạn cuối chuẩn bị thu hoạch, nếu gặp thời tiết lạnh, trời âm u thì khả năng tích luỹ NO3- rất lớn. 21 Các cây trồng trong điều kiện bình thường có dư lượng NO3 thấp hơn cây trồng trong nhà kính từ 2 - 12 lần, nhất là các cây ăn lá, với cùng một lượng phân đạm cải bắp trồng trong nhà kính có hàm lượng NO3 - cao hơn so với khi trồng ngoài đồng (Venter và cs, 2007[112]). Mật độ cây trồng cũng là yếu tố làm tăng hoặc giảm lượng nitrat trong cây. Khi trồng dày, lượng nitrat sẽ tăng lên do điều kiện chiếu sáng yếu. Thời gian chiếu sáng trong ngày dài thì hàm lượng nitrat trong cây sẽ giảm, nếu giảm mức chiếu sáng 20% thì hàm lượng nitrat trong quả dưa chuột tăng lên 2,5 lần (Cantlife, 1972 [65]). Nhiệt độ cũng ảnh hưởng tới hàm lượng NO3- trong rau: nhiệt độ quá lớn cũng gây trở ngại cho quá trình khử nitrat ở rễ nên hàm lượng NO3- trong rau sẽ cao. 1.2.4.3. Ảnh hưởng của đất trồng, nước tưới bị ô nhiễm tới mức độ tích luỹ nitrat trong rau Thực tế môi trường đất, nước luôn là nơi tiếp nhận các nguồn thải. Tại những vùng sản xuất nông nghiệp môi trường đất, nước chịu ảnh hưởng rất lớn của quá trình thâm canh trong nông nghiệp, các nguồn thải do sản xuất công nghiệp, nước thải đô thị…..và một điều tất yếu từ môi trường theo vòng tuần hoàn sẽ đi vào nông sản. Các nghiên cứu nước ngoài với việc sử dụng nguyên tử nitơ đánh dấu đã chỉ ra rằng bón phân đạm có hệ thống và lớn hơn 200 kg N/ha có ảnh hưởng đến vòng tuần hoàn đạm trong sinh thái đồng ruộng: Nitrat hoá dẫn tới rửa trôi nitrat làm ô nhiễm nguồn nước mặt, nước ngầm khi có nồng độ N - NO3- > 10 mg/l. Trong điều kiện yếm khí bón phân đạm dạng NO3- cho đất lúa ngập nước có thể xảy ra quá trình phản nitrat hoá (denitrification) gây mất đạm và làm gia tăng thành phần khí nhà kính (N2O) tiền đề gây mưa axit (Ramos, 1994 [69]), (Estavillo và cs [89]). 22 * Ảnh hưởng của nguồn đất bị ô nhiễm tới mức độ tích luỹ nitrat trong rau Trong vùng trồng rau, đất thoáng khí, độ ẩm thích hợp cho quá trình ôxyhoá, nitrat được hình thành, rau dễ hấp thu. Sự hấp thu đạm ở dạng nitrat không chuyển hoá thành prôtêin là nguyên nhân làm giảm chất lượng rau quả. Mặt khác do sử dụng phân vô cơ không hợp lý sẽ làm cho đất bị ô nhiễm: trai đất, chua đất, và nhiễm bẩn NO3-, tích luỹ KLN trong đất.... Trong đất các dạng đạm dễ tiêu mà cây trồng hấp thu được gồm 2 dạng chính: NH4+ và NO3-. Các dạng đạm dễ tiêu này chủ yếu do quá trình phân giải chất hữu cơ trong đất hoặc do bón phân đạm vào đất chuyển hoá tạo thành. Đạm hữu cơ trong đất ở điều kiện thoáng khí và xúc tác của các enzim được khoáng hoá thành NH4+. Trên đất trồng cạn, NH4+ hình thành kể cả từ khoáng hoá chất hữu cơ trong đất và bổ sung chất hữu cơ vào đất, cũng như từ việc phân vô cơ bón vào được ôxy hoá tạo thành NO2- và NO3-. Quá trình này xảy ra theo 2 bước nhờ hoạt động của vi sinh vật Nitrosomonas, Nitrosolobus và Nitrosopira: NH4+ + 3O2 → HNO2 + 2H+ + HOH HNO2 + O2 → 2NO3- + 2H+ 2NH4+ + 4O2 → 2NO3- + 4H+ + 2HOH Quá trình chuyển hoá NO2- thành NO3- là do Nitrobacter. Mối quan hệ về quá trình chuyển hoá N-NH4+ và N-NO3- cùng với pH đất đã được nhiều tác giả nghiên cứu: sau 14 ngày gần như toàn bộ NH4+ được ôxyhoá thành NO3- và pH đất giảm. Quá trình này được gọi là Nitrat hoá và thích hợp nhất ở 260C (Bùi Quang Xuân, 1998 [58]). Nitrat hình thành trong đất, tuỳ vào điều kiện một phần được cây hút, một phần bị rửa trôi hoặc bị mất do quá trình phản đạm hoá. Bởi vậy bón phân đạm với lượng lớn và quá muộn sẽ hình thành NO3- quá nhiều so với nhu cầu của cây trồng sẽ làm rửa trôi và gây ô 23 nhiễm môi trường hoặc tích luỹ NO3- trong nông sản. Tuy vậy iôn NO3- lại được hấp phụ rất yếu và rất ít trong đất nhờ phức hệ keo đất, tính chất này làm cho NO3- linh động di chuyển sâu hơn và ảnh hưởng đến nguồn nước ngầm (Nguyễn Đình Mạnh, 2000 [26]). * Ảnh hưởng của nguồn nước bị ô nhiễm tới mức độ tích luỹ nitrat trong rau Trong các loại rau, lượng nước chứa từ 90% trở lên do vậy chất lượng nước tưới ảnh hưởng trực tiếp đến chất lượng sản phẩm. Các sông hồ là nguồn tiềm tàng các chất độc hại trong đó có N-NO3- nhưng đã được người nông dân sử dụng hàng ngày để tưới cho rau và hậu quả tất yếu là chúng sẽ dần được tích luỹ trong sản phẩm. Theo Vũ Thị Đào (1999) [9] tồn dư NO3- trong đa số các mẫu rau nghiên cứu tại Gia Lâm và Từ Liêm (Hà Nội) tưới bằng nước Sông Hồng và Sông Nhuệ có chất lượng nước tương đối đảm bảo, còn khu Thịnh Liệt, Thanh Liệt, Hoàng Liệt tưới rau bằng nước thải sông Tô Lịch là nguồn nước thải Thành phố Hà nội đã bị ô nhiễm nên hàm lượng NO3- trong rau đã vượt quá TCVN rất nhiều lần. 1.2.5. Biện pháp hạn chế tồn dư nitrat trong rau Khắc phục những yếu tố gây độc cho cây trồng là một vấn đề quan trọng mà ngành nông nghiệp đã và đang rất phải quan tâm. Hàm lượng nitrat được tích luỹ quá nhiều trong rau nói riêng và trong nông sản nói chung là một trong những nguyên nhân gây ra nhiều bệnh tật nguy hại cho con người. Do vậy NO3- trong rau là một trong những chỉ tiêu quan trọng phân biệt giữa rau “sạch” và rau "không sạch”. Do vậy để có hàm lượng NO3 trong rau trong phạm vi cho phép, đồng thời cũng phải đạt được năng suất cao cần có biện pháp kỹ thuật tổng hợp. Một trong những biện pháp quan trọng nhất là sử dụng phân đạm hợp lý, bón phân cân đối N, P, K và vi lượng (Bùi Quang Xuân, 1998[58], Vũ Hữu Yêm, 2005[59], Diez và cs, 1994[87]). 24 1.2.5.1 Sử dụng phân bón * Sử dụng đạm với liều lượng hợp lý Các nghiên cứu đều khẳng định bón tăng liều lượng phân đạm không hợp lý làm tăng năng suất rau đồng thời làm tăng hàm lượng nitrat trong rau. Hàm lượng nitrat trong rau ở mức độ ô nhiễm là do bón quá liều lượng đạm, bón không đúng cách. Giảm lượng đạm bón sẽ làm giảm sự tích lũy NO3- trong rau (Eustix, 1991[78]). Theo Bùi Quang Xuân và cs (1996) [57] trên nền đất phù sa Sông Hồng, liều lượng đạm thích hợp nhất để suplơ đạt năng suất cao và tồn dư NO3- ở mức cho phép là 120 kg N/ha, với hành tây là 100 kg N/ha và cà chua là 150 kg N/ha. Theo Phạm Minh Tâm (2001) [38]: Đối cải bẹ xanh trên nền đất xám ở quận Thủ Đức, Thành phố Hồ Chí Minh thì liều lượng đạm thích hợp nhất để đạt năng suất cao (15,60 tấn/ha) và tồn dư NO3- đạt tiêu chuẩn cho phép là 90 kg N/ha trên nền bón 15 tấn PC + 30 kg P2O5 + 30 kg K2O /ha. * Đảm bảo thời gian chấm dứt bón thúc đạm lần cuối cùng. Các nghiên cứu đều khẳng định thời gian bón thúc đạm lần cuối trước thu hoạch đối với hầu hết các loại rau là 14 - 20 ngày vẫn tăng năng suất, đồng thời giảm hàm lượng NO3- trong rau (Tạ Thu Cúc, 1996[7], Trần Vũ Hải, 1998 [13]; Nguyễn Văn Hiền và cs, 1994 [17]; Đặng Thu Hòa 2002 [18]; Chiêng Hông, 2003 [20]; Lê Văn Tán và cs, 1998 [37]). * Bón phân cân đối Biện pháp bón phân cân đối NP, cân đối NK, cân đối phân vô cơ và phân hữu cơ, vi lượng là được năng suất cao cũng như có hàm lượng NO3- trong rau thấp. Sử dụng phân bón có chứa các nguyên tố đa, trung, vi lượng đã làm tăng năng suất rau, làm giảm hàm lượng NO3- trong rau. 25 1.2.5.2. Môi trường canh tác đảm bảo tiêu chuẩn Đất không những là giá đỡ mà là nguồn cung cấp thức ăn và nước cho cây. Thành phần khoáng trong cây phản ảnh tình hình khoáng chất trong đất. Đất là thành phần quan trọng trong dây chuyền sản xuất thực phẩm cho con người nên nếu đất bị ô nhiễm thì thực phẩm cũng bị ô nhiễm. Đất để sản xuất rau an toàn phải không trực tiếp chịu ảnh hưởng xấu của các loại chất thải, đất phải thoáng khí. Nước tưới chỉ sử dụng nước không bị nhiễm hoá chất độc hại. Các biện pháp trên bắt nguồn từ mục tiêu sản xuất đạt TCVN, tuy nhiên hạn chế lớn nhất là trong sản xuất chúng ta chưa nắm vững các yếu tố đầu vào (nước tưới, phân bón…) của sản xuất rau và điều kiện chuyển hóa của N-NO3- trong rau chưa được làm sáng tỏ vì vậy vấn đề ô nhiễm trong rau vẫn tồn tại. 1.3. Kim loại nặng: Khái niệm và độc tính, nguồn, hiện trạng trong đất, nước, nguy cơ ô nhiễm trong nông sản và biện pháp hạn chế. 1.3.1. Khái niệm kim loại nặng Có hai quan điểm chính về kim loại nặng: - Quan điểm phân loại theo tỉ trọng: cho rằng kim loại nặng là các kim loại có tỉ trọng (ký hiệu d) lớn hơn 5, bao gồm: Pb (tỉ trọng 11,34), Cd (tỉ trọng 8,6), As (d = 5,72), Zn (d = 7,10) Co (d = 8,9), Cu (d = 8,96), Cr (d = 7,1), Fe (d = 7,87), Mn (tỉ trọng 7,44)....Trong số các nguyên tố này có một số nguyên tố cần cho dinh dưỡng cây trồng, ví dụ: Mn, Co, Cu, Zn, Fe. …Các nguyên tố này cây trồng cần với hàm lượng nhỏ, gọi là nguyên tố vi lượng, nếu hàm lượng cao sẽ gây độc cho cây trồng (Prasad, 1974 [96]). - Theo quan điểm độc học: kim loại nặng là các kim loại có nguy cơ gây nên các vấn đề về môi trường, bao gồm: Cu, Zn, Pb, Cd, Hg, Ni, Cr, Co, Vn, Ti, Fe, Mn, Ag, Sn, As, Se. Có 4 nguyên tố được quan tâm nhiều là Pb, As, 26 Cd và Hg. Các nguyên tố này hiện nay chưa biết được vai trò sinh thái của chúng, tuy nhiên nếu dư thừa một lượng nhỏ 4 nguyên tố này thì tác hại rất lớn (Báo Hà Nội mới, 1997[55]). 1.3.2. Sự phân bố - dạng tồn tại của kim loại nặng trong môi trường 1.3.2.1. Sự phân bố - dạng tồn tại của kim loại nặng trong đất (Mai Trọng Nhuận, 2001 [28]) *Chì (Pb): là nguyên tố kim loại nặng có khả năng linh động kém, có thời gian bán huỷ trong đất từ 800 - 6000 năm. Theo thống kê của nhiều tác giả hàm lượng chì trong đất trung bình từ 15 - 25ppm. Ở trong đất, Pb thường nằm ở dạng phức chất bền với các anion (CO32-; Cl-; SO32-; PO43-). Trong môi trường trung tính hoặc kiềm, Pb tạo thành PbCO3 hoặc Pb3(PO4)2 ít ảnh hưởng đến cây trồng. Theo một số tác giả phản ứng cacbonat hoá hoặc đất trung tính sự ô nhiễm Pb được hạn chế. Sự tăng độ chua có thể làm tăng độ hoà tan của Pb và sự giảm độ chua thường tăng sự tích luỹ của Pb do kết tủa. Chì bị hấp phụ trao đổi chiếm tỷ lệ nhỏ ( 5%) hàm lượng Pb có trong đất. Chì cũng có khả năng kết hợp với các chất hữu cơ hình thành các chất dễ bay hơi như (CH3)4Pb. Trong đất chì có tính độc cao, hạn chế hoạt động của các vi sinh vật và tồn tại khá bền vững dưới dạng phức hệ với các chất hữu cơ. Pb trong đất có khả năng thay thế iôn K+ trong các phức hệ hấp phụ có nguồn gốc hữu cơ hoặc khoáng sét. Khả năng hấp thu chì tăng dần theo thứ tự sau: Montmorillonit  Axit humic  Kaolinit  Allophane  Ôxyt Sắt Khả năng hấp phụ Pb tăng dần đến pH mà tại đó hình thành kết tủa Pb(OH)2, sự hoà tan của Pb trong đất tăng lên do quá trình axit hoá trong đất chua. 27 *Cadmium (Cd): là kim loại nằm sâu trong lòng đất, tồn tại ở dạng Cd2+. Trong các điều kiện ôxyhoá Cd thường ở các dạng hợp chất rắn như CdO. CdCO3, Cd3(PO4)2. Trong điều kiện khử (Eh  - 0,2V) thì Cd thường tồn tại ở dạng CdS, ngoài ra Cd có thể tồn tại dạng phức như CdCl+, CdHNO3+; CdHCl- ; CdCl4- ; Cd(OH)4-. Trong đất chua, Cd tồn tại ở dạng linh động hơn (Cd2+), tuy nhiên nếu đất chứa nhiều Fe, Al, Mn, chất hữu cơ thì Cd lại bị chúng liên kết làm giảm khả năng linh động của Cd. Trong đất trung tính hoặc kiềm do bón vôi, Cd bị kết tủa dưới dạng CdCO3. Thông thường Cd tồn tại trong đất ở dạng hấp phụ trao đổi chiếm 20 - 40%, dạng các hợp chất cacbonat là 20%, hyđrôxyt và ôxyt là 20%, phần liên kết các hợp chất hữu cơ chiếm tỷ lệ nhỏ. Quá trình hấp phụ Cd trong đất xảy ra khá nhanh, 80 % Cd đưa vào đất bị hấp phụ trong vòng 10 - 15 phút và 100 % trong vòng 1 giờ. Khả năng hấp phụ Cd của các chất trong đất giảm dần theo thứ tự: Hyđrôxyt và ôxyt sắt, nhôm, halloysit > Allphane kaolinit, axit humic  montmorillonit. *Arsen (As): tồn tại trong đất dưới dạng hợp chất chủ yếu như Arsenat (AsO43-) trong điều kiện ôxyhoá. Chúng bị hấp thu mạnh bởi các khoáng sét, sắt, mangan ôxyt hoặc hyđrôxyt và các chất hữu cơ. Trong các đất axit, As có nhiều ở dạng Arcsenat với sắt và nhôm (FeAsO4; AlAsO4), trong khi ở các đất kiềm và đất cácbonat lại có nhiều ở dạng Ca3(AsO4)2. Arsen có xu hướng được tích tụ trong quá trình phong hóa, trên mặt cắt của vỏ phong hóa và trong đất As thường tồn tại ở phần trên (0 - 1,5 m) do bị hấp phụ bởi vật liệu hữu cơ, keo hyđrôxyt sắt và sét. Trong môi trường khí hậu khô các hợp chất của As thường tồn tại dưới dạng ít linh động, còn trong điều kiện khí hậu ẩm ướt các hợp chất của arsen sufua bị hòa tan và bị rửa trôi. Lượng As trong đất chuyển vào nước khoảng 5 - 10 % tổng lượng As trong đất (Đỗ Văn Ái và cs, 1999 [1]). 28 1.3.2.2. Dạng tồn tại của một số kim loại nặng trong nước * Chì (Pb) trong nước có 3 dạng tồng tại là Pb hoà tan, Pb lơ lửng ở dạng keo và phức chất. Trong môi trường nước, tính năng của hợp chất chì được xác định chủ yếu thông qua độ tan của nó. Độ tan của chì phụ thuộc vào pH, pH tăng thì độ tan giảm và phụ thuộc vào các yếu tố khác như hàm lượng ion khác của nước và điều kiện ôxyhoá khử. Trong nước sinh hoạt thường pH= 6, lúc này Pb tồn tại ở dạng vô cơ, ít có ở dạng keo. Trong nước mặt sử dụng cho sản xuất nông nghiệp nếu pH = 7, Pb nằm dạng keo. Nhờ tác dụng ngoại lực của chất hữu cơ mà các phức keo của Pb ở dạng Pb(CH3)32+; Pb(CH3)4 và Pb(CH3)22+ thường lắng đọng ở bùn cặn đáy, Pb trong nước tự nhiên chủ yếu tồn tại dưới dạng hoá trị 2. * Cadmium (Cd): Trong nước Cd tồn tại chủ yếu ở dạng hoá trị 2 và rất dễ bị thuỷ phân trong môi trường kiềm. Ngoài dạng hợp chất vô cơ nó liên kết với các hợp chất hữu cơ đặc biệt là axit humic tạo thành phức chất và phức chất này có khả năng hấp phụ tốt trên các hạt sa lắng, chiếm 60 - 75% của nồng độ tổng số trong các dòng nước. * Arsen (As): Trong nước chứa nhiều ôxy, arsen tồn tại ở dạng hoá trị 5, rất hiếm ở dạng arsen hoá trị 3. Trong nước chứa ít ôxy (giếng ngầm, sâu) arsen tồn tại ở dạng arsenat (III) và arsen kim loại. Một vài dạng hợp chất hữu cơ của arsen cũng tồn tại trong nước. 1.3.3. Độc tính của kim loại nặng Tính độc của kim loại nặng đã được khẳng định từ lâu nhưng không phải tất cả chúng đều độc hại đến môi trường và sức khoẻ của con người. Độ độc và không độc của kim loại nặng không chỉ phụ thuộc vào bản thân kim loại mà nó còn liên quan đến hàm lượng trong đất, trong nước và các yếu tố hoá học, vật lý cũng như sinh vật. Một số các kim loại như Pb; Cd; Hg... khi được 29 cơ thể hấp thu chúng sẽ làm mất hoạt tính của nhiều enzim, gây nên một số căn bệnh như thiếu máu, sưng khớp....Trong tự nhiên kim loại nặng thường tồn tại ở dạng tự do, khi ở dạng tự do thì độc tính của nó yếu hơn so với dạng liên kết, ví dụ khi Cu tồn tại ở dạng hỗn hợp Cu - Zn thì độc tính của nó tăng gấp 5 lần khi ở dạng tự do. Độc tính của một số kim loại nặng (Trịnh Thị Thanh, 2002 [44]): * Chì (Pb): là một nguyên tố không cần thiết cho cơ thể sinh vật, Pb có thể thâm nhập vào cơ thể con người qua thức ăn, nước uống, hít thở hoặc thông qua da nhưng chủ yếu lượng chì (Pb) đi vào cơ thể con người là do khẩu phần ăn uống, chúng được tích tụ trong xương, ít gây độc cấp tính trừ liều lượng cao, nguy hiểm hơn là sự tích luỹ lâu dài trong cơ thể ở liều lượng thấp nhưng với thời gian dài. Triệu chứng thể hiện nhiễm độc chì là mệt mỏi, ăn không ngon, đau đầu, nó tác dụng lên hệ thần kinh trung ương và ngoại vi, Hiệu ứng sinh hoá quan trọng của Pb là can thiệp vào hồng cầu, nó can thiệp vào quá trình tạo hợp chất trung gian trong quá trình hình thành Hemoglobin. Khi nồng độ Pb trong máu đạt 0,3 ppm thì ngộ độc bắt đầu và khi nồng độ >0,8ppm thì hụt hẳn Hemoglobin gây thiếu máu và làm rối loạn chức năng thận. Ngoài ra Pb2+ đồng hình với Ca2+ nên có thể thay thế Ca2+ tạo phức trong xương (làm xương đen), nhưng nếu lượng Ca2+ cao lại đẩy Pb2+ ra và Pb2+ được tích luỹ ở mô mềm. *Cadmium (Cd): Cd thâm nhập vào cơ thể bằng nhiều cách khác nhau và được tích tụ lại chủ yếu trong thận và có thời gian bán huỷ sinh học rất dài từ 20 - 30 năm. Cd thường gắn liền với Zn nên có khả năng thay thế Zn. Trong cơ thể, Zn là thành phần thiết yếu của một số hệ thống enzim nên khi bị Cd thay thế sẽ gây ngộ độc Cd: 30 S S Enzim Zn + Cd2+ → Enzim Cd + Zn2+ S S Hậu quả cuả việc thay thế Zn gây biến đổi trao đổi chất dẫn đến thiếu máu, rối loạn xương tuỷ, cao huyết áp và ung thư. Thông thường lượng dư Cd sẽ liên kết với Protein và chuyển về tích luỹ ở thận khoảng 1 % còn 99 % nhờ thận thải ra ngoài, khi bị độc Cd trước tiên sẽ bị suy thận, hỏng tuỷ xương và ảnh hưởng đến thần kinh. Ngoài ra nhiễm độc Cd có thể dẫn đến quái thai và thai chết ở giai đoạn non. Cadmium còn có thể gây ung thư cho người tiếp xúc với nó ở mức độ thấp trong thời gian dài, đặc biệt là ung thư vú. Theo quy định của tổ chức sức khoẻ thế giới “WHO” lượng Cd được cơ thể người chấp nhận tối đa là 100mg/ngày hoặc tối đa là 1 mg/kg trọng lượng cơ thể. * Arsen (As): Về mặt hoá học As là một á kim, về mặt sinh học As nằm trong danh mục các hoá chất độc hại cần được kiểm soát. As được xếp cùng hàng với các kim loại nặng, As là chất độc có thể gây nên 19 bệnh khác nhau trong đó có ung thư da và phổi, bàng quang, ruột (Đỗ Mai Ái và cs[1], Willam Hartley và cs, 2004 [115]). Các triệu chứng cổ điển của nhiễm độc As là sậm màu da, tăng sừng hóa và ung thư, tác động đến hệ thần kinh ngoại biên và ảnh hưởng xấu đến sức khỏe như chứng to chướng gan, bệnh đái tháo đường, cao huyết áp, bệnh tim, viêm cuống phổi, các bệnh về đường hô hấp…. As ở dạng vô cơ có độc tính cao gấp nhiều lần As ở dạng hữu cơ, trong đó các hợp chất có chứa As thì hợp chất chứa As (III) độc tính cao hơn As (V), tuy nhiên trong cơ thể As (V) có thể bị khử về As (III) (Vũ Hữu Yêm, 2005 [59]: As3+ tác động vào nhóm - SH của các enzim do vậy ức chế hoạt động của men. 31 SH ------ O S {men} + As - O = {Men} As+ = O + 2OH- SH ------ O S Men pyruvate đehydrogenaz trong chu trình axit citric tạo phức với As3+ ngăn cản việc tạo thành ATP : O- HS - CH2 S - CH2 -O - As + CH2 → O = As+ CH2 O- HS - CH2 S - CH (CH2)4 (CH2)4 C = O C = O Prôtêin Prôtêin Acid dihydrolipoic - prôtêin Phức Prôtêin - As3+ (mất hoạt tính) 1.3.4. Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất, nước ở Việt Nam Kết quả nghiên cứu của Trần Kông Tấu, Trần Kông Khánh, 1998 [40] khảo sát trên phạm vi toàn quốc gồm 5 nhóm đất chính cho thấy: đất phù sa thuộc đồng bằng Sông Hồng có hàm lượng Pb và Zn cao nhất và hầu hết các loại đất có tỷ lệ hàm lượng các kim loại nặng dạng linh động so với dạng tổng số rất cao. Kết quả điều tra khảo sát của N.M.Maqsud,1998 [27] từ 8/1995 đến tháng 8/1997 tại một số kênh rạch của Thành phố Hồ Chí Minh cho thấy: Hầu hết các kênh rạch của Thành phố Hồ Chí Minh đều bị ô nhiễm rất cao về các kim loại nặng, cụ thể: so sánh với tiêu chuẩn cho phép thì Cd cao gấp 16 lần, Zn gấp 90 lần, Pb gấp 700 lần. Hàm lượng các kim loại nặng trong trầm tích cũng ở mức báo động As gấp 11,7 lần TCVN, Cd là 36 lần, Pb là 61 lần.…. Theo Trần Công Tấu và cs, 2000 [41] Sau một thời gian nghiên cứu và theo dõi hiện tượng nhiễm kim loại nặng cũng như sự thay đổi hàm lượng của 32 chúng trong 16 ao, hồ trên địa bàn Hà Nội so sánh với TCVN 5942 - 1995 loại A đối với nước mặt thì tất cả các ao hồ của Hà Nội đều đã bị ô nhiễm kim loại nặng, đặc biệt là As, Pb và Hg bị ô nhiễm đến 90 % mẫu kiểm tra. Theo số liệu của nhiều nhà nghiên cứu, nhiều vùng mỏ chì, kẽm, vàng và đa kim có nồng độ As trong nước ngầm và trong đất rất cao (Đặng Văn Can, Đào Ngọc Phong, 2000 [4]), (Nguyễn Kinh Quốc, Nguyễn Quỳnh Anh, 2000 [32]). Tại Quỳnh Lôi, quận Hai Bà Trưng, Hà Nội có đến 68% giếng khoan nước ngầm có hàm lượng As vượt quá tiêu chuẩn qui định của WHO (Trần Đình Hoan, 1999) [19], (Trần Quang Thương, 2000) [47]. Theo nghiên cứu của Đỗ Trọng Sự (2001) [36], tại vùng Hà Nội và Việt Trì - Lâm thao, Phú Thọ có hàm lượng As trong nước ngầm rất cao, cụ thể: kiểm tra 19 mẫu tại các địa điểm khác nhau ở Hà Nội thì có đến 26 % số mẫu có hàm lượng As vượt quá qui định theo TCVN (> 0,05mg/l), đối với nước uống thì tại Hà Nội có đến 28% số mẫu kiểm tra có hàm lượng As vượt quá TCVN, còn tại Lâm Thao -Việt Trì, Phú Thọ là 12 % số mẫu kiểm tra. Phạm Quang Hà (2002) [12] khi phân tích hàm lượng Cd trong các mẫu đất trồng lúa màu, và các mẫu bùn của Huyện Văn Môn, Yên Phong, Bắc Ninh cho thấy: lượng Cd phát hiện được trung bình là 1mg/kg đất, cá biệt có mẫu 3,1mg/kg cao gấp 1,1 lần TTVN, còn lượng Cd trong các mẫu bùn rất cao gấp 5 lần TCVN. Có thể nói rằng vấn đề ô nhiễm nói chung và ô nhiễm kim loại nặng đã và đang thách thức môi trường Việt Nam, các loại ô nhiễm thường thấy tại các đô thị Việt Nam là ô nhiễm nguồn nước mặt, ô nhiễm bụi, ô nhiễm kim loại nặng và chất độc hại như là chì, thuỷ ngân, arsen (Võ Thuận, 2006[48]). 1.3.5. Nguồn phát tán kim loại nặng trong đất, nước 1.3.5.1. Nguồn phát tán kim loại nặng trong môi trường nước. Nhiễm bẩn kim loại nặng trong nước có thể bằng con đường chính sau: 33 - Yếu tố gây ô nhiễm trực tiếp vào nước: Nước thải bẩn đổ vào các sông là tình trạng phổ biến hiện nay ở các thành phố lớn như Nhà máy gang thép Thái Nguyên, nước thải có chứa rất nhiều phenon, kim loại nặng, NH4+ các hợp chất hữu cơ làm ô nhiễm sông Cầu nghiêm trọng nhất là vào mùa khô (Báo Công nghiệp Việt Nam, 12/2003 [2]). - Yếu tố kim loại nặng sau khi tồn tại trong đất sẽ dần dần hoà tan vào trong nước kể cả nước ngầm. - Sự rửa trôi tích đọng dần dần yếu tố độc (đặc biệt do sự phát tán của chất độc từ nguồn thải của lá rừng ). Nhiễm bẩn các kim loại nặng trong nước thường được nghiên cứu đến nhiễm bẩn do nồng độ các kim loại: Cu; Pb; Cd; Zn; Hg; Ni; As ... khi vượt quá giới hạn cho phép. Nguồn phát tán một số kim loại nặng vào nước: *Chì (Pb): Sự nhiễm bẩn Pb là do nguồn thải của công nghiệp in, ắc quy, đúc kim loại, giao thông (David Tin Win và cs, 2003 [71])... *Cadmium (Cd) phát tán vào môi trường nước từ nhiều nguồn thải như: nước thải công nghề mạ, nhà máy sơn, phân huỷ và đốt cháy nhựa, phân huỷ xăm lốp, cộng nghệ pin, công nghệ sản xuất phân bón và lượng sử dụng phân bón đặc biệt là phân lân ... * Arsen (As):Arsen xâm nhập vào nước chủ yếu từ các công đoạn hoà tan chất của quặng mỏ, từ nước thải công nghiệp, nông nghiệp, thuốc trừ sâu, diệt cỏ ở dạng các chất hữu cơ có chứa arsen như methylarsenic axit, dimethylarsinic axit, arsenocholine, arsenobentaine…. 1.3.5.2. Nguồn phát tán kim loại nặng trong môi trường đất Có 2 nguồn chính là từ phong hoá đá mẹ trong quá trình hình thành đất và các hoạt động nhân sinh. 34 Nguồn từ quá trình phong hoá đá: Nguồn này phụ thuộc nhiều vào đá mẹ nhưng hàm lượng các kim loại nặng trong đá thường rất thấp, vì vậy nếu không có các quá trình tích lũy do xói mòn, rửa trôi… thì đất tự nhiên ít có khả năng có hàm lượng kim loại nặng cao. Nguồn gây ô nhiễm kim loại nặng trong đất chủ yếu là do hoạt động nhân sinh. Nguồn từ hoạt động nhân sinh: Ngoài nguồn từ quá trình phong hoá đá, có nhiều nguồn từ các hoạt động nhân sinh đưa kim loại vào đất, bao gồm: Khai khoáng và luyện kim, các hoạt động công nghiệp, lắng đọng từ khí quyển (Witter, 1994 [77]), hoạt động sản xuất nông nghiệp (Ubavie và cs, 1994[101]), (Nguyễn Đình Mạnh, 2000 [26]), chất thải đưa vào đất… Theo Nguyễn Hữu On và cs (2004) [30]: hàm lượng Cd trong đất có tương quan tuyến tính với thời gian sử dụng phân lân, đặc biệt khi phân lân được sử dụng trên đất phèn, đất nhiễm mặn và đất có hệ thống đê bao. Nước tưới và đất trồng có một mối quan hệ với nhau. Nếu sử dụng nước tuới bị ô nhiễm tưới cho đất thì dẫn đến đất cũng bị ô nhiễm. Khi đất bị ô nhiễm As cao cũng có thể do sử dụng nước tưới có hàm lượng As cao (Folkes, 2001[82]). Theo Cheang Hong, 2003 [20] khi nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón nước tưới đến sự tích luỹ kim loại nặng trong đất đã kết luận: Nước tưới nhiễm kim loại nặng nếu sử dụng tưới cho rau sẽ làm tích đọng kim loại nặng trong đất qua các vụ. Hàm lượng Cd tích luỹ trong đất qua các vụ tỉ lệ thuận với nồng độ Cd trong nước tưới. Nguồn phát tán một số kim loại nặng vào đất: * Chì (Pb): Ô nhiễm Pb ở nước ta ngày càng trở nên nghiêm trọng do ._.ng bèo tây xử lý nước tưới bị ô nhiễm tại hai địa điểm: Với cùng một nguồn nước thải được đưa vào bể chứa có thả bèo tây, và bể không thả bèo. Tiến hành theo dõi hàm lượng các kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong nước sau 10, 20, 30 ngày thả bèo, kết quả thu được ở bảng 3.20: 127 Thử nghiệm trên tại đồng ruộng cũng cho kết quả tốt, bể có bèo Tây, hàm lượng các kim loại nặng (Pb, Cd, As) sau 10 ngày đã giảm rõ rệt so với bể không thả bèo. Tuy vậy mức độ làm sạch của bèo tây ở ngoài thực tế chậm hơn so với thí nghiệm trong chậu. Bảng 3.20: Hàm lượng Pb, Cd, As trong nước ở bể trồng bèo tây và bể không trồng bèo tây (Thử nghiệm tại Túc Duyên và Cam Giá- Năm 2007) Hàm lượng trong nước (mg/l) Pb Cd As Địa điểm và thời gian xử lý (ngày) Bể có Bèo Tây Bể không có bèo Tây Bể có Bèo Tây Bể không có bèo Tây Bể có Bèo Tây Bể không có bèo Tây Túc Duyên 0 0,602 0,602 0,128 0,128 0,217 0,217 10 0,325 0,588 0,068 0,127 0,118 0,207 20 0,078 0,509 0,015 0,115 0,096 0,193 30 0,054 0,554 0,006 0,106 0,043 0,143 Cam Giá 0 0,206 0,206 0,332 0,332 0,421 0,421 10 0,157 0,207 0,158 0,328 0,304 0,422 20 0,035 0,135 0,025 0,255 0,153 0,384 30 0,013 0,213 0,003 0,234 0,024 0,388 TCVN 6773-2000 ≤ 0,1 ≤ 0,005 - 0,01 ≤ 0,1 - Tại Túc Duyên: Sau 20 ngày thả bèo tây hàm lượng Pb trong nước tưới là 0,078 mg/l (đạt TCVN 6773 - 2000) thấp hơn 6,5 lần so với bể không thả bèo (0,509 mgPb/l) và giảm 7,7 lần so với hàm lượng lúc ban đầu (0,602 mg/l). Hàm lượng As 0,093mg/l (đạt TCVN 6773 - 2000) giảm 2,2 lần so với ban đầu (0,217 mg As/l) và giảm 2 lần so với bể không thả bèo. Riêng Cd, sau 30 128 ngày thả bèo hàm lượng Cd trong nước mới đạt TCVN 6773 - 2000 (0,006 mg/l), trong khi đó bể không thả bèo là 0,106 mg Cd/l. - Tại Cam Giá: Kết quả cũng tương tự như ở Túc Duyên, hàm lượng Pb trong nước giảm dưới ngưỡng cho phép theo TCVN 6773 - 2000 sau 20 ngày thả bèo (0,035 mg Pb/l), khi đó ở bể không có bèo hàm lượng Pb trong nước là 0,135 mg/l. Với Cd và As, ở bể có bèo hàm lượng trong nước đạt ngưỡng an toàn sau 30 ngày thả bèo là 0,003 mg Cd/l và 0,024 mg As/l tương ứng khi đó ở bể không có bèo là 0,234 mg Cd/l và 0,338 mg As/l. 0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 Pb Cd As Pb Cd As Pb Cd As Pb Cd As Có bèo Không bèo Có bèo Không bèo TÚC DUYÊN CAM GIÁ 0 ngày 10 ngày 20 ngày 30 ngày H àm lư ợn g tr on g nư ớc ( m g/ l) ) Hình 3.26: Hàm lượng Pb, Cd, As trong nước ở bể trồng bèo tây và bể thường (Thử nghiệm năm 2007) Như vậy, trong trường hợp phải sử dụng nguồn nước bị ô nhiễm Pb, Cd, As thì có thể dùng bèo tây để xử lý bằng cách dẫn nước vào bể cách ly và thả bèo tây, sau 30 ngày mới được đưa nước vào hệ thống tưới. Biện pháp xử lý ô nhiễm bằng bèo tây có ý nghĩa rất lớn về mặt môi trường, đây là một giải pháp hữu hiệu góp phần xử lý ô nhiễm kim loại nặng với chi phí thấp và có thể áp dụng rất dễ dàng trong điều kiện sản xuất của nông hộ. 129 KẾT LUẬN VÀ ĐỀ NGHỊ 1. Kết luận Trên cơ sở kết quả nghiên cứu thu được, chúng tôi đi đến một số kết luận sau: 1. Rau trồng trên địa bàn Thành phố Thái Nguyên đã có hiện tượng bị ô nhiễm NO3- và các kim loại nặng (Pb, Cd, As) do chưa thực hiện đúng và đầy đủ qui trình sản xuất rau an toàn (bón ít phân hữu cơ, bón phân tươi, bón đạm quá liều lượng, bón phân không cân đối, sử dụng nước tưới bị ô nhiễm ….) 2. Đất trồng rau của Thành phố Thái Nguyên có hàm lượng NO3- và các kim loại nặng (Pb, Cd, As) đảm bảo tiêu chuẩn an toàn cho đất nông nghiệp theo TCVN 7209 - 2002. Nước tưới ở các khu vực trồng rau đã có hiện tượng ô nhiễm các kim loại nặng (Pb, Cd, As) theo TCVN 6773 – 2000. 3. Sử dụng nước giếng khoan đảm bảo chất lượng rau, nước Sông Cầu cần có sự kiểm tra trước khi tưới, nước phân chuồng tưới cho rau cần đảm bảo thời gian cách ly như bón phân đạm hóa học, sử dụng thải bị ô nhiễm tưới cho rau làm ô nhiễm rau. 4. Hàm lượng Pb, Cd, As trong nước tưới có quan hệ chặt chẽ với sự tích lũy của chúng trong rau: + Nước tưới chứa Pb > 0,1 ppm, Cd > 0,01 ppm, As > 0,1 ppm làm ô nhiễm cải canh và lá cải củ. + Quả đậu cô ve leo bị ô nhiễm khi tưới nước chứa As > 0,1 ppm. + Nước tưới chứa 2ppm Pb, 0,5 ppm Cd, 1,0 ppm As chưa làm ô nhiễm các yếu tố này trong củ cải củ. 5. Rau cải canh có khả năng hấp thu Cd từ môi trường rất lớn vì vậy có thể đưa cải canh (Brassica juncea L.) vào danh mục các cây trồng loại bỏ ô nhiễm Cd dùng trong phytoremediation. 130 6. Bón vôi cho đất chua (pH< 5,3) có thể hạn chế tích luỹ Pb và Cd trong rau, As trong rau không bị ảnh hưởng bởi việc bón vôi. 7. Sử dụng bèo tây có thể làm sạch nước bị ô nhiễm kim loại nặng (Pb, Cd, As) sau khi trồng 20 - 30 ngày. Vì vậy trong trường hợp phải dùng nước tưới bị ô nhiễm thì cần phải đưa qua hồ cách ly có thả bèo tây để làm sạch các kim loại này trước khi đưa vào hệ thống tưới. 2. Đề nghị - Để rau sạch có thể phát triển rộng rãi trên địa bàn thành phố và phát triển nền nông nghiệp bền vững ở Thái Nguyên, cần có các biện pháp kiểm soát và thông báo thường xuyên tình trạng ô nhiễm môi trường nước tưới đang có xu hướng ngày càng tăng trên các địa bàn sản xuất nông nghiệp. Vấn đề này hiện nay chưa được chú trọng. Chúng tôi thiết nghĩ nên giao trách nhiệm cho Phòng Tài nguyên - Môi trường thành phố đảm nhiệm. - Thành phố cần kiểm định hệ thống xử lý chất thải của tất cả các nhà máy xí nghiệp, bệnh viện, trước khi thải ra môi trường, quản lý tốt chất thải đô thị. 131 DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ 1. Hiện trạng sản xuất rau tại Thành phố Thái Nguyên, Tạp chí khoa học kỹ thuật nông nghiệp, tập 3 số 1/2005. 2. Phan Thị Thu Hằng (2005), "Ảnh hưởng của phân bón lá và hàm lượng Cd, Pb trong nước tưới đến sự tích lũy NO3 - và kim loại nặng trong rau, Báo cáo Hội nghị khoa học công nghệ tuổi trẻ các trường Đại học và Cao đẳng khối Nông - Lâm - Ngư toàn quốc lần thứ 2, Thành phố Hồ Chí Minh ngày 20, 21/05/2005. 3. Hàm lượng kim loại nặng (Pb, Cd, As) trong nước tưới khu vực chuyên canh rau của Thành phố Thái Nguyên, Tạp chí khoa học đất, số 28/2007. 132 TÀI LIỆU THAM KHẢO 1.Tài liệu Tiếng Việt 1. Đỗ Mai Ái, Mai Trọng Nhuận, Nguyễn Khắc Vinh, Một số đặc điểm phân bố arsen trong tự nhiên và vấn đề ô nhiễm arsen trong môi trường ở Việt Nam, Hiện trạng ô nhiễm As ở Việt nam, Trung tâm thông tin lưu trữ Địa chất, trang 5 - 20. 2. Báo công nghiệp Việt Nam số 12/2003, Ô nhiễm môi trường ở Việt Nam: Chuyện vẫn mới, trang 51+ 53 3. Bộ khoa học, công nghệ và môi trường (2002), Tuyển tập 31 Tiêu chuẩn Việt Nam về môi trường, Theo Quyết định số 35/2002/QĐ – BKHCNMT ngày 25/06/2002 của Bộ Trưởng Bộ khoa học, Công nghệ và Môi trường, Hà Nội năm 2002. 4. Đặng Văn Can, Đào Ngọc Phong (2000), "Đánh giá tác động của Arsen tới môi sinh và sức khỏe con người ở các vùng mỏ nhiệt dịch có hàm lượng As cao", Tạp chí Địa chất và Khoáng sản, tập 7, Hà Nội. 5. Chi cục Bảo vệ thực vật Thành phố Thái Nguyên (2005), Báo cáo tổng kết Chương trình sản xuất rau sạch tại Thành phố Thái Nguyên năm 2003 - 2004. 6. Cục thống kê Thái Nguyên, Niên giám thống kê tỉnh Thái Nguyên năm 2006 7. Tạ Thu Cúc (1996), Ảnh hưởng của liều lượng N đến hàm lượng nitrat và năng suất một số cây rau ở ngoại thành Hà Nội, Hội nghị khoa học 133 bước 1 đề tài rau sạch thành phố Hà Nội, Sở khoa học công nghệ và môi trường Hà Nội. 8. Nguyễn Văn Dũng (2006), "Trồng rau sạch tại Củ Chi", Báo Nhân dân số ngày 25/07/2006. 9. Vũ Thị Đào (1999), Đánh giá tồn dư Nitrat và một số kim loại nặng trong rau vùng Hà Nội và bước đầu tìm hiểu ảnh hưởng của bùn thải đến sự tích luỹ của chúng, Luận văn thạc sỹ khoa học nông nghiệp, Trường Đại học Nông nghiệp I, Hà Nội. 10. Nguyễn Đăng Đức (2006), Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử xác định hàm lượng các nguyên tố crom, mangan, đồng, chì, cadmium trong nước ở thành phố Thái Nguyên, Đề tài nghiên cứu khoa học cấp Bộ B2006 - 43. 11. Lê Đức và Trần Thị Tuyết Thu (2000), "Bước đầu nghiên cứu khả năng hút thu và tích luỹ Pb trong bèo tây và rau muống trên nền đất bị ô nhiễm", Thông báo khoa học của các trường đại học, Bộ giáo dục và Đào tạo, Hà Nội, 2000. 12. Phạm Quang Hà ( 2002), Nghiên cứu hàm lượng Cadmium và cảnh báo ô nhiễm trong một số loại đất của Việt Nam, Tạp chí Khoa học đất số 16/2002, trang 32 - 38. 13. Trần Vũ Hải (1998), Xác định liều lượng đạm và các thời kỳ bón đạm trên cây cải ngọt (Brassica chinensis) cây cải canh (Brassica juncea) theo hướng sạch ở xã Tân Hạnh, thành phố Biên hoà, Tỉnh Đồng Nai. Luận văn tốt nghiệp đại học, Thành phố Hồ Chí Minh. 14. Nguyễn Văn Hải, Phạm Hồng Anh, Trần Thị Nữ (2000), "Xác định hàm lượng kim loại nặng trong một số nông sản và môi trường bằng phương pháp phân tách phổ hấp thụ nguyên tử", Tuyển tập báo cáo khoa học tại Hội nghị phân tích Hóa lý và Sinh học Việt Nam lần thứ nhất, Hà Nội 26/09/2000, trang 234 - 239. 134 15. Lưu Đức Hải, Đỗ Văn Ái, Võ Công Nghiệp, Trần Mạnh Liếu, "Chiến lược quản lý và giảm thiểu sự tác động ô nhiễm arsen tới môi trường và sức khỏe con người", Hiện trạng ô nhiễm As ở Việt Nam, Trung tâm thông tin lưu trữ Địa chất, trang 95 - 103. 16. Nguyễn Thị Hiền và Bùi Huy Hiền (2004), "Nghiên cứu ảnh hưởng của nước thải thành phố Hà Nội đến năng suất và chất lượng cây lúa và cây rau", Tạp chí Khoa học đất số 20 năm 2004, trang 132 - 136. 17. Nguyễn Văn Hiền, Phan Thúc Đường, Tô Thu Hà (1994), "Nghiên cứu sự tích luỹ nitrat trong rau cải bắp và biện pháp khắc phục", Kết quả nghiên cứu khoa học về rau quả giai đoạn 1990 - 1994, Viện nghiên cứu rau - quả, Hà Nội. 18. Đặng Thu Hòa (2002), Nghiên cứu ảnh hưởng của phân bón, độ ô nhiễm của đất trồng và nước tưới tới mức độ tích luỹ nitrat và kim loại nặng trong một số loại rau, Luận văn thạc sỹ khoa học KTNN, Trường Đại học Nông nghiệp I, Hà Nội. 19. Trần Đình Hoan (1999), Vấn đề Arsen trong nước uống khai thác từ nguồn nước ngầm ở Quỳnh Lôi và giải pháp khắc phục, Báo cáo Hội thảo về ô nhiễm As tại Hà Nội 9/1999. 20. Chiêng Hông (2003), Nghiên cứu ảnh hưởng của nước tưới phân bón đến tồn dư Nitrat và một số kim loại nặng trong rau trồng tại Hà Nội, Luận án Tiến sỹ nông nghiệp, Trường Đại học Nông nghiệp I Hà Nội 21. Dương Thế Hùng, "Rau an toàn đi về đâu", Thời báo kinh tế Sài Gòn, số 48/2007, tháng 11/2007 22. Đinh Văn Hùng và cs (2005), Đánh giá các yếu tố xã hội ảnh hưởng đến vệ sinh an toàn thực phẩm rau sản xuất trên khu vực ngoại thành Hà Nội, Đề tài nhánh, Đề tài độc lập cấp nhà nước, 2000 - 2004. 23. Thu Hương (2005), "Rau sạch - Điều mơ ước của người tiêu dùng" Báo Quân đội nhân dân ngày 17/07/2005. 135 24. Hoàng Lê (2004), "Rau Hà Nội đang bị nhiễm độc bởi nước sông Tô Lịch", Báo Phụ nữ Việt Nam, số 59 ra ngày 14/05/2004, trang 4 + 10. 25. Hà Linh (2006), 10% rau an toàn còn tồn dư thuốc bảo vệ thực vật, Diễn đàn dân trí 06/09/2006 26. Nguyễn Đình Mạnh (2000), Hoá chất dùng trong nông nghiệp và ô nhiễm môi trường, Giáo trình cao học, Nhà xuất bản nông nghiệp Hà Nội 27. N.M.Maqsud (1998), "Ô nhiễm môi trường vùng nội ô và ngoại ô Thành phố HCM nhận biết qua lượng KLN tích tụ trong nước và bùn các kênh rạch", Tạp chí Khoa học Đất số 10/1998 , trang 162-169. 28. Mai Trọng Nhuận (2001), Địa hoá môi trường, Nhà xuất bản Đại học Quốc gia, Hà Nội, 2001. 29. Đặng Xuyến Như và nnk (2004), Nghiên cứu xác định một số giải pháp sinh học (thực vật và vi sinh vật) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong nước thải ở Thái Nguyên, Đề tài cấp Bộ năm 2003 - 2004 30. Nguyễn Hữu On và Ngô Ngọc Hưng (2004), "Cadmium trong đất lúa đồng bằng sông Cửu long và sự cảnh báo ô nhiễm", Tạp chí Khoa học đất số 20 năm 2004, trang 137 - 140. 31. Phạm Tố Oanh, "Ảnh hưởng của một số chất ô nhiễm trong nước sông Tô Lịch tới chất lượng rau ở một số địa điểm thuộc huyện Thanh Trì, Hà Nội", Tạp chí Hoá học và Ứng dụng, số 3/2004, trang 39 - 34. 32. Nguyễn Kinh Quốc, Nguyễn Quỳnh Anh (2000), "Đánh giá sơ bộ về độ chứa As và khoanh vùng dự báo dị thường As liên quan đến các thành tạo địa chất ở Việt Nam", Tuyển tập Hội thảo quốc tế “Ô nhiễm Arsen: Hiện trạng tác động đến sức khỏe và giải pháp phòng ngừa”, Hà Nội 12/2000. 33.Quyết định số 04/2007/QĐ - BNN ngày 19/01/2007 của Bộ trưởng Bộ NN và PTNT, về việc ban hành "Quy định về quản lý sản xuất và chứng nhận rau an toàn" kèm theo Quyết định Quyết định 03/2006/QĐ -BKH ngày 136 10/01/2006 của Bộ Khoa học và Công nghệ về công bố công bố tiêu chuẩn chất lượng hàng hóa. 34 Sở Tài nguyên và Môi trường tỉnh Thái Nguyên, Báo cáo giám sát môi trường tỉnh Thái Nguyên năm 2005 - 2006. 35. Hồ Thanh Sơn, Đào Thế Anh (2005), Sản xuất, chế biến và tiêu thụ rau quả tại Việt Nam, Cash and Carry VietNam Ltd, 9/2005 36. Đỗ Trọng Sự (1999), Hiện trạng ô nhiễm nguồn nước bởi Arsen ở Hà Nội và một số vùng phụ cận, Hiện trạng ô nhiễm As ở Việt nam, Trung tâm thông tin lưu trữ Địa chất, trang 53 - 55. 37. Lê Văn Tán, Lê Khắc Huy, Lê Văn Luận và nnk (1998), Ảnh hưởng của lượng đạm bón đến lượng nitrat trong một số loại rau, Đề tài Nghiên cứu khoa học cấp Bộ, mã số B 96 - 08 - 10. 38. Phạm Minh Tâm (2001), Nghiên cứu ảnh hưởng của việc bón phân có đạm đến năng suất và sự biến động hàm lượng nitrat trong cải bẹ xanh và trong đất, Luận văn thạc sỹ khoa học nông nghiệp, Trường Đại học Nông Lâm Thành phố Hồ Chí Minh. 39. Hà Tâm (2006), "Rau an toàn mà chẳng thể an tâm", Báo Bưu điện Việt Nam ngày 23/08/2006. 40. Trần Kông Tấu, Trần Kông Khánh (1998), "Hiện trạng môi trường đất Việt Nam thông qua việc nghiên cứu các kim loại nặng", Tạp chí Khoa học đất, 10/1998, trang 152 - 16. 41. Trần Công Tấu, Trần Kim Loan và Chu Thị Thu Hiền (2000), "Kim loại nặng trong môi trường nước, một số kết quả phân tích kim loại nặng trong ao hồ khu vực Hà Nội", Tuyển tập báo cáo khoa học tại Hội nghị phân tích Hoá lý và Sinh học Việt Nam lần thứ nhất - Hà Nội 26/09/2000, trang 219 - 223. 42. Trần Kông Tấu, Nguyễn Thế Đồng, Phan Đỗ Hùng, Nguyễn Hứu Trang (2004), "Nghiên cứu hiện tượng nước bị ô nhiễm tại Huyện Đông Anh - 137 Hà Nội và tìm kếm biện pháp xử lý nước bị ô nhiễm", Tạp chí Khoa học Đất số 20/2004, trang 124 - 131. 43. Trần Kông Tấu, Đặng Thị An, Đào Thị Khánh Hương (2005), "Một số kết quả bước đầu trong việc tìm kiếm biện pháp xử lý đất bị ô nhiễm bằng thực vật", Tạp chí khoa học đất số 23/2005, trang 156 - 158. 44. Trịnh Thị Thanh (2002), Độc học môi trường và sức khoẻ con người, Nhà xuất bản Đại học Quốc gia Hà Nội, 2002. 45. Trần Khắc Thi, Trần Ngọc Hùng (2003), Kỹ thuật trồng rau sạch (Rau an toàn), Nhà xuất bản nông nghiệp Hà Nội. 46. Nguyễn Quốc Thông, Đặng Đình Kim, Trần Văn Tựa, Lê Lan Anh (1999), Khả năng tích tụ kim loại nặng Cr, Ni và Zn của bèo tây trong xử lý nước thải công nghiệp, Báo cáo khoa học Hội nghị công nghệ sinh học toàn quốc, Hà Nội 9,10/12/1999, Nhà xuất bản khoa học kỹ thuật , page 983- 988 . 47. Trần Quang Thương (2000), Quỳnh Lôi với nhiễm độc Arsen, Báo Hà Nội mới ngày 14/05/2000. 48.Võ Thuận, Ô nhiễm môi trường và đô thị công nghiệp Việt Nam:Hiện trạng đáng lo ngại, Diễn đàn doanh nghiệp số 50 ngày 20/06/2003, tr11. 49. Bùi Cách Tuyến và cs (1995), "Hàm lượng kim loại nặng trong nông sản, đất, nước ở một số địa phương ngoại thành Thành phố Hồ Chí Minh", Tập san KHKT Nông Lâm nghiệp, Trường Đại học Nông Lâm Thành phố Hồ Chí Minh, số 2/1995, trang 30 - 32. 50. Vũ Đình Tuấn, Phạm Quang Hà (2003), "Kim loại nặng trong đất và cây rau ở một số vùng ngoại thành Hà Nội", Tạp chí khoa học đất số 20 - năm 2004, trang 141 - 147. 51. Bùi Cách Tuyến (1998), "Nghiên cứu hàm lượng nitrat trên một số loại rau phổ biến tại Thành phố Hồ Chí Minh", Tập san KHKT Nông Lâm nghiệp, Trường Đại học Nông Lâm Thành phố Hồ Chí Minh, số 3/1998. 138 52.UBND tỉnh Thái Nguyên, 2004, Đề án tăng cường quản lý Nhà nước về tài nguyên khoáng sản tỉnh Thái Nguyên giai đoạn 2005 - 2010. 53. Website Cục Trồng Trọt, Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn (2007), Hà Nội: Lập bản đồ rau an toàn 54. Đặng Thị Vân, Vũ Thị Hiển và nnk (2003), Nghiên cứu một số biện pháp kỹ thuật canh tác hợp lý cho vùng chuyên canh sản xuất rau an toàn, Đề tài NCKH năm 2003, Viện nghiên cứu Rau - Quả, Hà Nội. 55. VietNam Net (04/2004), “Nguy cơ ô nhiễm kim loại nặng, thuốc trừ sâu trong đất, nước và một số nông sản ở Việt Nam”, Nguồn Báo Hà Nội mới ngày 27/05/1997. 56. Viện Thổ nhưỡng – Nông hóa (1998), Sổ tay phân tích đất – nước – phân bón – cây trồng, Nhà xuất bản nông nghiệp, Hà Nội 1998. 57. Bùi Quang Xuân, Bùi Đình Dinh, Mai Phương Anh (1996), Quản lý hàm lượng Nitrat trong rau bằng con đường bón phân cân đối, Báo cáo tại Hội thảo “Rau sạch”, Hà Nội 17 - 18/06/1996 58. Bùi Quang Xuân (1998), Ảnh hưởng của phân bón đến năng suất và hàm lượng Nitrat trong một số loại rau trên đất phù sa Sông Hồng, Luận án tiến sĩ nông nghiệp, Viện Khoa học KTNN Việt Nam, Hà Nội. 59. Vũ Hữu Yêm (1997), Sản xuất sạch hơn, Bài giảng lớp tập huấn cho cán bộ quản lý môi trường, Hà Nội 10/2005. 2. Tài liệu tiếng nước ngoài. 60. Angle et al (2005), “Using hyperaccumulator plants to phytoextract soil Ni and Cd”, Z Naturforsh [C].2005 Mar-Apr; 60 (3 – 4):190 – 8. 61. Antiochia R, Campanella L, Ghezzi P, Movassaghi K (2007), "The use of vetiver for remediation of heavy metal soil contamination" Anal Bioanal Chem. 388(4):947-56. Epub 2007 Apr 28. 139 62. A.K.Singh and S.B. Pandeya (1998), Modelling uptake of Cadmium by plants in sludge-treated soils, Science Ltd.All rights reserved Printed in Great Britain 0960 - 8524/98. 63. Ashley Senn, Paul Milham (2007), "Managing cadmium in vegetables", NSW Department of Primary Industries' Plant Health Doagnostic and Analytical Services, 04/2007 64. Bride, Murray B, "Cadmium uptake by crops estimated from soil total Cd and pH", Soil Science. 167(1):62 - 67, January 2002 65. Cantlife D.J (1972), Nitrate accummlation in spinach under different light intensities, J.Am.Soc. Hortic. Sci. 97: pp 152 - 154. 66. Channey R. et al.1995, "Phytoremediation of soil metals", Current Opinion in Biotechnology 1997, pp 279 - 284. 67. Cieslinski G, Neilsen G.H, Hogue E.J (1996), "Effect of soil cadmium application and pH on growth and cadmium accumulation in roots, leaves and fruit of strawberry plants", Plant and soil ISSN 0032- 079X CODEN PLSOA2, 1996, vol. 180, no2, pp. 267-276. 68. Cordes K.B.; Mehra A.; Farago M.E.; Banerjee D.K., "Uptake of Cd, Cu, Ni and Zn by the Water Hyacinth, Eichhornia Crassipes (Mart.) Solms from Pulverised Fuel Ash (PFA)Leachates and Slurries", Environmental Geochemistry and Health, Volume 22, Number 4, December 2000 , pp. 297-316(20) 69. C.Ramos, "Effect of agricultural practices on the nitrogen losses to the environmet", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, 1994, page 355 - 361. 70. Chuphan, Bengtsson, Bosun, Hymo (1967), Nitrat accummulation in vegetable crops as influenced by soil fertility practies, Missouri Agr. Exp. Sta. Res.Bull, 920, 43p. 140 71. David Tin Win , Myint Myint Than and Sein Tun (2003), Lead Removal from Industrial Waters by Water Hyacinth, Assumption University, Bangkok, Thailand, 6(4): 187-192, Apr. 2003. 72. Danielle Oliver and Ravi Naidu, Uptake of Copper (Cu), Lead (Pb), Arsenic (As) and DDT by vegetables grown in urban enviromnets, CSIRO Land and Water, report at the Fifth National Workshop on the Assessment of site contamination, 2003, pp 151 - 161. 73. D.H Han and J. H. Lee, "Effects of liming on uptake of lead and cadmium by Raphanus sativa", Archives of Environmental contamination and Toxicology, Springer New York, 11/2004, pp 488 - 493. 74.LeDuc DL, Terry N (2005), "Phytoremediation of toxic trace elements in soil and water" J Ind Microbiol Biotechnol. 2005 Dec;32(11-12):514-20. Epub 2005 May 10. 75. E K Unnikrishnan, A K Basu, N Chattopadhyay & B Maiti (2003), "Removal of arsenic from water by ferrous sulphide", Indian Journal of Chemical Technology , Vol. 10, May 2003, pp. 281-286 76. El-Gendy AS, Biswas N, Bewtra JK (2006), Municipal landfill leachate treatment for metal removal using water hyacinth in a floating aquatic system, Water Environ Res. 2006 Sep;78(9):951-64. 77. E.Witter, Towards zero accumulation of heavy metals in soil", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, September, 1994, pp 413 - 421. 78. Eustix, Mirjana (1991) "Nitrate accumulation in lettuce as related to nitrogen fertilization levels", Poljoprivredna znanstvena smotra 0370- 0291, 1991, pp 49 - 56 79. Ejaz ul Islam, Xiao-e Yang, Zhen-li He, and Qaisar Mahmood (2007), "Assessing potential dietary toxicity of heavy metals in selected 141 vegetables and food crops", Journal of Zhejiang University Science, 2007 January; 8(1): 1–13. 80. FAO start database - 2006. 81. Fang - Jie Zhao, Rebecca E. Hamon, Enzo Lombi, Mike J. McLaughlin and Steve P. McGrath (2002), "Characteristics of cadmium uptake in two contrasting ecotypes of the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens" Journal of Experimental Botany, Vol. 53, No. 368, pp. 535-543, March 1, 2002. 82. Folkes D.J.(2001), Impacts of historic arsenical pesticide use on residential soil in Denver, Colora do In: Arsenic Exposure and Health effects, Proceedings of the 2000 conference, eds. W.R.Chappell, C.O Abernathy and R.L.Calderon, Elsevier, Amsterdam.Tobe published. 83.G.P.Warren, B.J.Alloway, N.W.Lepp, B.Singh, F.J.M.Bochereau, C.Penny( 2003), "Field trials to assess the uptake of Arsenic by vegetables from contaminated soils and soil remediation with iron oxides", The science of the total Environment 311, pp 19 - 33. 84. G. M. Alam, E. T. Snow and A. Tanaka,"Arsenic and heavy metal contamination of vegetables grown in Samta village, Bangladesh",The Science of the total Eniviroment, Volume 308, Issues 1 - 3, 1 June 2003, pp 83 - 96 85. Phạm Quang Hà, Hà Mạnh Thắng và nnk (2004), Impact of Heavy Metals on Suistainablity of Fertilization and Waste Recycling in peri - Urban and Intensive Agriculture in South - East Asia. Đề tài hợp tác quốc tế HTQT/AIAR/LWR 119/1998. 142 86. Hong CO, Lee do K, Chung DY, Kim PJ (2007), Liming effects on cadmium stabilization in upland soil affected by gold mining activity, Arch Environ Contam Toxicol. 2007 May;52(4):496-502. 87 .J.A.Diez, R.Caballero, A.Bustos, R.Roman, M.C.Cartagena and A.Vallejo, "Control of nitrate pollution by application of controlled release fertilizer (CRF), compost and an optimized irrigation system", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, 1994, pp 363 - 367. 88. Jansson, Gunilla (2002) Cadmium in arable crops: the influence of soil factors and liming Doctoral diss. Dept. of Soil Sciences, SLU. Acta Universitatis agriculturae Sueciae. Agraria vol. 341. 89. J.M.Estavillo, m.Rodriguez and C.Gonzalez - Murua (1994), "Nitrogen losses by denitrification and leaching in grassland", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, , pp 369 - 373. 90. N. K. Moustakas; K. A. Akoumianakis; H. C. Passam, "Cadmium accumulation and its effect on yield of lettuce, radish, and cucumber", Communications in Soil Science and Plant Analysis, Volume 32, Issue 11 & 12 September 2001 , pages 1793 - 1802 91. Kathryn Vander Weele Snyder (2006), Removal of Arsenic from Drinking Water by Water Hyacinths (Eichhornia crassipes), Water Environment Federation, 2006. 92. Long Xin - Xian, Yang Xiao - e, NI Wu - zhong, Differences of cadmium absorption and accumulation in selected vegetable crops, Journal of Environmental Sciences 2002 - 2003. 143 93. Ma, J. F., Ueno, D., Zhao, F. J., and McGrath, S. P. (2005), "Subcellular localisation of Cd and Zn in the leaves of a Cd-hyperaccumulating ecotype of Thlaspi caerulescens". Planta 220: 731–736. 94. Muhammad Idrees, Umar Farooq, Hamdard, M. S., Aamer Sattar, "Effect of sewage effluent irrigation on lead and cadmium accumulation in vegetables", Indus Journal of Biological Sciences, 2005 (Vol. 2) (No. 1) 74-80 95. M.E.Garcia Lopez De Sa (1994), "Effect of Cadmium concentration in the nutrient solution on lettuce growth", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, pp 481 - 483. 96. M.N.V. Prasad (1974), Heavy Metal Streess in Plants from Biomolecules to Ecosystems - Second Edition - Springer. 97. Misbahuddin, M.; Fariduddin, A. (2002) Water Hyacinth Removes Arsenic from Arsenic- Contaminated Drinking Water [electronic version]. Arch. Environ. Health, 57 (6), 516– 519. 98. Michael J.Blaylock and Jianwei W. Huang, "Phytoextraction of Metals, Phytoremediation of toxic Metals". Using Plants to clean up the Environment, page 53 - 70. 99. M.O.Torres, M.M.P.M.Neto, C.Marques Dos Santos and A.De Varennes (1994), "Lead uptake and distribution in legume species grown on lead - enriched soils", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, 1994, pp 547 - 550. 100. M.Zupan, V. Hudnik, F. Lobnik, Kadunc (1997), Accmulation of Pb, Cd and Zn from contaminated soil to various plant and evaluation of soil 144 remediation with indicator plant (Plantago lanceolata L.). INRA, Paris, Les Colloques, No85. 101. M.Ubavie, D. Bogdanovie and m.Cuvardie (1994), "Effect of different fertilization systems on soil contamination with heavy metals in long- term trials", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, 1994, pp 551 - 553. 102. Oliveira, Juraci Alves de, Cambraia, Jose, Cano, Marco Antonio Oliva (2001), "Cadmium absorption and accumulation and its effects on the relative growth of water hyacinths and salvinia", Revista Brasileira de Fisiologia Vegetal, 2001, vol.13, no.3, p.329-341. ISSN 0103-3131. 103. P.Tlustos, J. Szakova, D.Pavlikova, J. Balik, A. Hanc, The accumulation of arsenic and cadmium by different species of vegetables, Workshop Towards and Ecologically Sound Fertilisation in Field Vegetable Production. 104. Purnendu Bose, Archana Sharma (2002), "Role of iron in controlling speciation and mobilization of arsenic in subsurface environment", Water Research 3, pp 4916 - 4926. 105. P.Van Lune and K.B.Z.Wart (1997), "Cadmium uptake by crops from the subsoil", Plant and soil 189, 1997, pp 231 - 237. 106. Robert T.M, Giziyl W and Huchinson T.C (1974), Lead contamination of air, soil, vegetation and people in the vicinty of secondary lead smelters, in trace subst, Enviro, health. Vol.8. Hemphill. D. d, Ed, University of Missour, Columbia, 155 pp. 107. Radov A.S., I.V. Pustovoi, A.V. Korolwkov, Pratikum po agrokhimia, Izdatelbstvo “Kolos”, Moksva 1971, pp 288 - 319 145 108. S.H.Chien and R.G.Menon (1994) "Dilution effect of biomass on plant cadmium concentration as inducsd by application of phosphate fertilizers", Fertilizers and Environment, Proceeding of the International Symposium “Fertilizers and Environment” held in Salamanca, Spain 26 - 29, Septembar, 1994, pp 437 - 442. 109. Shaban W. Al Rmalli, Chris F. Harrington, Mohammed Ayub and Parvez I. Haris (2005), "A biomaterial based approach for arsenic removal from water", J. Environ. Monit., 2005, 7, pp 279 - 282 110. Slavik Dushenkov and Yoram Kapulnik, "Phytofiltration of Metals", Phytoremediation of toxic Metals sing Plants to clean up the Environment, pp 89 - 106. 111. S.Tu, Lena Ma, Abioye Fayiga, Edward Zillioux, Phytoremediation of Arsenic-Contaminated Groundwater by the Arsenic Hyperaccumulating Fern Pteris vittata L, International Journal of Phytoremediation, Volume 6, Number 1, January-March 2004, pp 35 - 47 112. Venter F. and P. D. Fritz (2007),"Nitrate contents of kohlrabi (Brassica oleracea L. var. Gongylodes Lam.) as influenced by fertilization", Plant Food for Human Nutrition (Formerly Qualitas Plantarum), Springer Netherlands, pp 179 - 186. 113. Vaast P., Zasoski R.J., Bledsoe C.S. (1998), "Effects of solution pH, temperature, nitrate/ammonium ratios, and inhibitors on ammonium and nitrate uptake by Arabica coffee in short-term solution culture", Journal of plant nutrition, 21 (7) : 1551-1564 114. Wang, A., Angle, J.S., Chaney, R.L., Mcintosh, M.S. (2006), "Soil pH effects on uptake of Cd and Zn by Thlaspi caerulescens", Plant and Soil. 281(1-2), pp 325-337 146 115. Willam Hartley, Robert, Edwards, Nicholas W.Lepp, "Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide - amended contaminated soils as evaluated by short-and long-term leaching tests", Environmental pollution 131(2004), page 495 - 504. 116. Wite J.W, Jt (1975), "Relative significane of dietary sources of nitrate and nitrite", J. Agric, food chem 23, pp 886 - 891. 117. Velitchka Georgieva, Christo Tasev,Georgi Sengalevitch (1997), "Growth, yield, lead, zinc and cadmium content of radish, pea and pepper plants as influenced by level of single and multiple contamination of soil", Bulg.J.Plant Physiol, 1997, 23 (1-2), 12 - 23. 118.V.Paul Lecomte, Treatment of soil and water souterrenes, Technique and Document Paris 1998, pp 164 -165. ._.