07/07/2017
TÓM TẮT
Nghiên cứu về sự phân bố kim loại nặng (KLN) trong các mẫu trầm tích bãi triều được thực hiện tại khu vực bãi nuôi nghêu xã Tân Thành, huyện Gò Công Đông, tỉnh Tiền Giang. Các KLN (Cr, Co, Pb, As, Zn, Cd) trong các phân lớp trầm tích (0 - 2 cm và 20 - 40 cm) đã được phân tích bởi thiết bị ICP-MS. Các kết quả thu được cho thấy, hoạt động tiêu hóa của nghêu hoặc quá trình phân hủy sinh học phần thịt và lớp vỏ nghêu có khả năng gây ảnh hưởng đến hàm lượng các KLN hiện diện trong trầm tích. Chỉ số làm giàu (EF) và chỉ số tích lũy địa chất (Igeo) cho thấy, hàm lượng Kẽm (Zn) tuy khá cao trong các mẫu phân tích nhưng mức độ ô nhiễm lại thấp hơn so với Asen (As) và Cadimi (Cd). Giá trị EF và Igeo cao của Cd tại phân lớp trên của các mẫu phân tích chỉ ra mức độ ô nhiễm tại bãi nuôi nghêu. Ma trận tương quan giữa các KLN được thiết lập chỉ ra các KLN đến từ các nguồn khác nhau.
Từ khóa: Kim loại nặng, trầm tích, EF, Igeo, bãi nuôi nghêu, ma trận tương quan.
HEAVY METAL DISTRIBUTION IN TIDAL SEDIMENTS IN CLAM FARMS - TAN THANH, GO CONG DONG, TIEN GIANG, VIET NAM
Nguyễn Mai Lan, Trần Quốc Cường
Institute of the Geological Sciences, Vietnam Academy of Science and Technology
ABSTRACT
The study on heavey metal distribution in tidal sediments was implemented in clam farms in Tan Thanh, Go Cong Dong, Tien Giang, Viet Nam. Heavy metals (Cr, Co, Pb, As, Zn, Cd) in sediment layers (0-2 cm and 20-40 cm) were analyzed by ICP-MS. The results show that clam’s digestive activity or the decomposition of tissue and shell of clams possibly affects the concentration of heavy metals in sediments. The enrichment factor (EF) and Geo-accumulation index (Igeo) values indicate that the concentration of Zn is very high in collected samples but the pollution degree is lower than that of As and Cd. The high value of EF and Igeo of Cd in the top layer of sediments describes the pollution levels in clam farms. The correlation matrix of identified heavy metals shows the difference of input sources of heavy metals in this study.
Keywords: Heavy metals, sediment, EF, Igeo, clam farm, correlation matrix.
1. Giới thiệu chung
Sau Trung Quốc và Ấn Độ, Việt Nam đứng thứ ba trên thế giới trong lĩnh vực nuôi hải sản với mức tăng trưởng ngày càng mạnh mẽ. Với đường bờ biển dài hơn 3200 km cùng hơn 3000 đảo lớn nhỏ, lãnh hải của Việt Nam được chia làm 4 khu vực: Bắc, Trung, Đông Nam và Tây Nam; trong đó 70% sản lượng nuôi hải sản của Việt Nam đến từ khu vực phía Nam - đồng bằng sông Mê - kông (MOFI, 2006). Với lợi thế hơn 700 km đường bờ biển, đồng bằng sông Mê-kông được coi như nông trường lớn của nghề nuôi tôm và các loại nghêu sò. Tuy nhiên trong vài thập niên qua đã xảy ra các hiện tượng nghêu chết hàng loạt trên diện rộng tại khu vực này. Theo các nghiên cứu sơ bộ ban đầu, ô nhiễm môi trường được coi là nguyên nhân gây ra hiện tượng trên.
Với đặc tính phức tạp và linh động (Morris et al. 1995), môi trường cửa sông và ven biển rất dễ bị ảnh hưởng bởi các nguồn phát thải do con người gây ra. Trong số các chất ô nhiễm phát thải ra môi trường, KLN là một trong các chất chỉ thị chính để đánh giá mức độ ô nhiễm. Phần lớn các KLN không có khả năng phân hủy bởi các quá trình sinh học hay hóa học. Chúng dễ dàng tích tụ lại dưới đáy hoặc bị vận chuyển đi theo dòng chảy. Phần lớn các KLN trong danh sách của US-EPA thì bền vững và có thể bị tích tụ lại trong lớp trầm tích hoặc bị tích tụ bởi các sinh vật sống dưới nước (Salomons, 1984). KLN tích tụ trong trầm tích sẽ gây ra các ảnh hưởng lên hệ sinh thái bởi đặc tính dễ xâm nhập vào chuỗi thức ăn (Beijer, 1986). Đặc biệt với các sinh vật lớp hai mảnh vỏ như nghêu sử dụng trầm tích như nguồn cung cấp thức ăn, sẽ tích tụ KLN vào cơ thể. Do vậy, việc đánh giá mức độ ô nhiễm KLN trong lớp trầm tích đóng vai trò quan trọng trong việc kiểm soát ô nhiễm môi trường bởi đặc tính độc, không phân hủy và khả năng tích tụ sinh học của chúng (UNEP/FAO/WHO 1996).
2. Phương pháp nghiên cứu
2.1. Phạm vi nghiên cứu
Phạm vi nghiên cứu được khoanh vùng từ ấp Đèn Đỏ đến khu vực nghỉ dưỡng Tân Thành thuộc xã Tân Thành, huyện Gò Công Đông, tỉnh Tiền Giang với diện tích mặt nước vào khoảng 2000 ha. Mực nước triều tại khu vực này dao động từ 0,6m xuống đến - 6,0 m. Các mẫu trầm tích được thu thập bởi phương pháp ống phóng trọng lực với chiều dài 1m. Các điểm lấy mẫu gồm: P8 (106° 46’ 57.8316”/10° 17’ 19.806”) và P10 (106° 46’ 44.3748”/10° 16’ 53.1912”) thuộc phạm vi nuôi nghêu giống; P9 (106° 46’ 52.3992”/10° 17’ 6.3276”) thuộc phạm vi nuôi nghêu đã được thu hoạch; và P11 (106° 46’ 27.7608”/10° 16’ 38.442”) nằm trong gianh giới giữa các cánh đồng nuôi nghêu (Hình 1). Công tác thu thập lấy mẫu được thực hiện và mùa khô tháng tư.
Hình 1 - Vị trí các điểm lấy mẫu - Tân Thành, Gò Công Đông, Tiền Giang
2.2. Quá trình lấy mẫu và phân tích
Nghiên cứu tập trung vào lớp trầm tích mặt (0 - 40 cm) bãi triều. Đây là lớp trầm tích phản ánh mức độ ô nhiễm hiện tại (Salomons, 1984; Forstner, 1989). Phân lớp này cũng là môi trường sống của nghêu. Nghêu phát triển, thực hiện quá trình tiêu hóa và chết tại độ sâu 20cm do đó lõi trầm tích sau khi thu thập sẽ được chia thành hai phần (0 - 20cm) và (20 - 40cm), và được trữ ở 4oC. Mẫu được gia công theo phương pháp Jarvis (1992), sau đó được phân tích bằng thiết bị ICP-MS tại phòng thí nghiệm của Viện Địa chất nhằm xác định hàm lượng KLN trong mỗi phân lớp mẫu.
2.3. Phân tích dữ liệu
Việc đánh giá mức độ tích tụ ô nhiễm của các KLN tại bãi nuôi nghêu dựa vào hệ số làm giàu EF và chỉ số tích tụ địa chất Igeo.
Hệ số làm giàu EF được tính theo công thức của Kehrig (2003):
(1)
Trong đó,
Cn : Hàm lượng KLN trong mẫu phân tích;
Cref : Hàm lượng KLN đối sánh trong mẫu phân tích;
Bn : Hàm lượng các KLN nghiên cứu hiện diện trong lớp vỏ trái đất;
Bref : Hàm lượng KLN đối sánh hiện diện trong lớp vỏ trái đất;
Trong nghiên cứu này, sắt (Fe) được sử dụng như KLN đối sánh (Tippie, 1984). 5 mức độ làm giàu EF từ rất nghèo đến cực giàu của Surgirtha (2009) được sử dụng để đối sánh với các kết quả tính toán.
Chỉ số tích tụ địa chất (Igeo) cũng được tính toán để đo lường mức độ ô nhiễm của trầm tích theo công thức của Muller (1979):
(2)
Trong đó, Cn: Hàm lượng KLN trong mẫu phân tích;
Bn: Giá trị nền của KLN phân tích trong lớp vỏ trái đất;
Hằng số 1,5 được sử dụng phụ thuộc vào sự khác nhau của môi trường nghiên cứu do các phát thải nhân tạo (Loska, 2004). 6 mức độ Igeo được xác định bởi Forstner (1990) phân loại từ không ô nhiễm đến cực ô nhiễm được sử dụng để đối sánh với kết quả nghiên cứu.
Các dữ liệu về tải lượng nền của Taylor (1985) được sử dụng cho các tính toán trên (công thức 1 và 2).
Ngoài ra một ma trận tương quan Pearson giữa các KLN cũng được thiết lập để đưa ra các nhận định về mối liên hệ nguồn gốc phát thải của chúng.
3. Kết quả và thảo luận
3.1. Sự phân bố KLN theo chiều sâu lõi ống phóng
Hàm lượng các KLN trong mẫu phân tích được thể hiện trong Bảng 1. Từ đó tiến hành so sánh hàm lượng KLN giữa hai phân lớp 20cm và 40cm cũng như so sánh hàm lượng của chúng giữa các điểm lấy mẫu.
Trong đó, Zn (5,77 - 14,75 µmol/g) chiếm từ 65,21 - 74,60% thành phần trong các mẫu phân tích; Cd (0,02 - 0,04 µmol/g) chiếm tỉ lệ thấp nhất, dưới 1%. Các kim loại còn lại chiếm tỉ lệ từ 2,22 - 17,33%.
Bảng 1 - Hàm lượng các KLN trong các mẫu phân tích (µmol/g)
|
Ký hiệu mẫu |
Độ sâu (cm) |
Cr |
Co |
Zn |
As |
Cd |
Pb |
|
TT-P8-13 |
0 - 20 |
1.28 |
0.85 |
8.22 |
0.34 |
0.04 |
0.34 |
|
TT-P8-24 |
20 - 40 |
2.78 |
1.49 |
14.75 |
1.25 |
0.02 |
0.50 |
|
TT-P9-13 |
0 - 20 |
1.19 |
0.50 |
6.94 |
0.21 |
0.03 |
0.43 |
|
TT-P9-24 |
20 - 40 |
1.89 |
0.99 |
7.12 |
0.47 |
0.02 |
0.42 |
|
TT-P10-13 |
0 - 20 |
1.30 |
0.56 |
5.77 |
0.18 |
0.02 |
0.29 |
|
TT-P10-24 |
20 - 40 |
1.61 |
0.86 |
8.48 |
0.32 |
0.03 |
0.32 |
|
TT-P11-13 |
0 - 20 |
1.20 |
0.49 |
5.86 |
0.22 |
0.04 |
0.23 |
|
TT-P11-24 |
20 - 40 |
1.22 |
0.58 |
6.52 |
0.36 |
0.02 |
0.21 |
Tùy thuộc vào độ sâu phân lớp mẫu, các kim loại nặng phân bố theo hàm lượng tại các điểm lấy mẫu như sau: Với phân lớp đầu tiên (0 - 20 cm): Zn > Pb > Cr > Co > As > Cd tại các điểm lấy mẫu TT-P-8 và TT-P9, tại điểm lấy mẫu TT-P10, TT-P11: Zn > Cr > Pb > Co > As > Cd; Như vậy, Cr và Pb thay đổi vị trí cho nhau.
Với phân lớp thứ hai (20 - 40 cm): các KLN phân bố theo thứ tự sau (Zn > Cr > Pb > As > Co > Cd) cho tất cả các vị trí lấy mẫu, trừ vị trí TT-P8, thứ tự này có sự thay đổi vị trí giữa As và Co.
Hình 2 cho thấy, sự tương tự về hình thái giữa hai điểm TT-P8 và TT-P10. Sự tương quan về hàm lượng KLN phân bố giữa hai phân lớp (0 - 20cm) và (20 - 40cm) của mẫu phân tích là tương tự nhau. Hàm lượng của các KLN Cr, Co, Zn, As, và Pb trong phân lớp (0 - 20cm) thấp hơn hàm lượng của chúng trong phân lớp (20 - 40cm). Tại điểm lấy mẫu TT-P9, một sự tương tự cũng được quan sát thấy giữa các phân lớp tuy nhiên độ chênh lệch về hàm lượng của Zn giữa hai phân lớp là khá thấp. Tại TT-P11, trừ Zn, hàm lượng các KLN khác giữa hai phân lớp gần như tương đương nhau. Kết quả phân tích này cho thấy, các hoạt động sống của nghêu có khả năng gây ra các tác động lên môi trường trầm tích.
3.2. Hệ số làm giàu (EFs)
Hệ số làm giàu EF đối với hàm lượng trung bình các kim loại nặng trong mẫu lõi trầm tích được thể hiện trong Bảng 2. Với giá trị EF > 1, ô nhiễm các KLN trong nghiên cứu đến từ các nguồn phát thải dân sự. Tuy nhiên, chỉ khi EF >> 1 vấn đề ô nhiễm liên quan đến nguồn thải dân sự mới thật sự đáng kể do phải xét đến khoảng dao động với giá trị nền của các KLN.
Hình 2 - Hàm lượng KLN trong các phân lớp mẫu theo độ sâu.
Kết quả tính toán cho thấy, Cr có mức độ làm giàu nhẹ nhất và gần như tương đương tại các điểm lấy mẫu. EF của Pb và Co nằm trong ngưỡng trung bình. EF của Zn và As nằm trong khoảng (5,96 - 10,61) và (10,32 - 49,09), ngưỡng làm giàu đáng kể, đặc biệt rất cao ở độ sâu (20 - 40cm) của mẫu TT-P8-24. EF của Cd (16,04 - 55,92) chỉ ra một mức độ làm giàu rất cao.
Tuy nhiên căn cứ vào giá trị tương đối ổn định của Cr hoặc khuynh hướng gia tăng theo chiều sâu của các KLN Co, Zn, As, Pb, chúng tôi nhận thấy mức độ làm giàu của các KLN này không phải mới xảy ra gần đây. Bên cạnh đó, các giá trị EF của Cd tại phân lớp bề mặt (0 - 20 cm) cao hơn tại phân lớp (20 - 40 cm) đã chỉ ra sự ô nhiễm có tính chất hiện tại.
Bảng 2 - Hệ số làm giàu (EFs) và chỉ số tích tụ địa chất (Igeo) trong các mẫu nghiên cứu
|
Ký hiệu mẫu |
Cr |
Co |
Zn |
As |
Cd |
Pb |
||||||
|
EF |
Igeo |
EF |
Igeo |
EF |
Igeo |
EF |
Igeo |
EF |
Igeo |
EF |
Igeo |
|
|
TT-P8-13 |
2.10 |
0.12 |
5.52 |
0.38 |
8.32 |
0.09 |
18.87 |
2.08 |
45.66 |
13.73 |
3.87 |
0.20 |
|
TT-P8-24 |
3.25 |
0.14 |
6.89 |
0.43 |
10.61 |
0.09 |
49.09 |
2.91 |
16.04 |
6.80 |
4.08 |
0.22 |
|
TT-P9-13 |
2.12 |
0.11 |
3.54 |
0.33 |
7.62 |
0.08 |
12.35 |
1.76 |
47.70 |
13.36 |
5.36 |
0.22 |
|
TT-P9-24 |
3.00 |
0.13 |
6.23 |
0.39 |
6.96 |
0.08 |
25.10 |
2.28 |
28.01 |
9.26 |
4.69 |
0.22 |
|
TT-P10-13 |
2.18 |
0.12 |
3.71 |
0.34 |
5.96 |
0.08 |
10.32 |
1.68 |
20.74 |
5.77 |
3.43 |
0.20 |
|
TT-P10-24 |
2.67 |
0.12 |
5.67 |
0.38 |
8.69 |
0.09 |
18.18 |
2.05 |
32.55 |
10.28 |
3.67 |
0.20 |
|
TT-P11-13 |
2.29 |
0.11 |
3.73 |
0.32 |
6.91 |
0.08 |
14.32 |
1.81 |
55.92 |
14.22 |
3.07 |
0.19 |
|
TT-P11-24 |
2.35 |
0.11 |
4.48 |
0.34 |
7.77 |
0.08 |
23.66 |
2.12 |
37.07 |
10.07 |
2.81 |
0.18 |
3.3. Chỉ số tích tụ địa chất (Igeo)
Các chỉ số tích tụ địa chất của các lõi mẫu trầm tích tại khu vực nghiên cứu được thể hiện ở Bảng 2. Kết quả này chỉ ra tình trạng ô nhiễm nhẹ của các KLN Cr, Co, Pb (với Igeo < 0,5); với Igeo = 0,08 - 0,09 Zn gần như không có hiện tượng ô nhiễm; Chỉ số Igeo của Cd cho thấy mức độ ô nhiễm nghiêm trọng, cao 64 lần giá trị nền (Forstner et al., 1990).
So sánh giữa hai phân lớp độ sâu, chỉ số Igeo của các KLN Cr, Co, Zn và Pb gần như tương đương. Trong khi đó, Igeo của As tại phân lớp trên thấp hơn tại phân lớp dưới. Điều này cho thấy không xảy ra vấn đề ô nhiễm As trong thời gian hiện tại. Mặt khác, khuynh hướng tăng cao từ phân lớp dưới lên trên của Igeo đối với Cd cho thấy hiện tượng ô nhiễm Cd tại khu vực nuôi nghêu.
3.4. Hệ số tương quan Pearson
Hệ số tương quan Pearson được thiết lập cho thấy mối liên hệ giữa các nguồn phát thải khác nhau của các KLN khác nhau. Các kết quả này được thể hiện tại Bảng 3.
Bảng 3 - Ma trận tương quan Pearson hàm lượng các KLN tại các điểm lấy mẫu
|
|
Cr |
Co |
Zn |
As |
Cd |
Pb |
|
Cr |
1 |
0.80 |
0.83 |
0.89 |
-0.31 |
0.69 |
|
Co |
|
1 |
0.85 |
0.82 |
-0.20 |
0.59 |
|
Zn |
|
|
1 |
0.90 |
-0.25 |
0.65 |
|
As |
|
|
|
1 |
-0.22 |
0.64 |
|
Cd |
|
|
|
|
1 |
-0.0048 |
|
Pb |
|
|
|
|
|
1 |
Chúng ta nhận thấy, nhóm các KLN (Cr - Co - Zn - As) có mối tương quan chặt chẽ với r > 0,8 cho thấy nhóm KLN này có chung nguồn gốc phát thải. Pb có mối tương quan trung bình , r > 0,5 với nhóm các KLN trên (Cr - Co - Zn - As). Điều này cho thấy Pb có khả năng đến từ nhiều nguồn phát thải khác nhau trong đó có cùng nguồn với nhóm (Cr - Co - Zn - As). Cuối cùng, Cd có mối tương quan âm với tất cả các KLN khác, khi hàm lượng Cd tăng thì hàm lượng các KLN khác giảm và ngược lại. Do đó, Cd có thể đến từ một nguồn phát thải hoàn toàn khác các nguồn phát thải trên.
4. Kết luận
Kết quả nghiên cứu phân bố KLN trong lõi trầm tích tại khu vực nuôi nghêu Tân Thành - Gò Công Đông, Tiền Giang, Việt Nam cho thấy, khu vực này đang đối diện với hiện tượng ô nhiễm KLN. Sự phân bố các KLN này theo chiều sâu của lớp trầm tích bãi triều được đánh giá như sau: (1) tại phân lớp 0 - 20cm nơi nghêu sinh trưởng: Zn > Pb > Cr > Co > As > Cd ; (2) tại phân lớp 20 - 40cm: Zn > Cr > Pb > As > Co > Cd. Trong tất cả các mẫu nghiên cứu, Zn và Cd hiện diện với hàm lượng thấp nhất. Các kết quả nghiên cứu cho thấy, hàm lượng các KLN có khả năng bị ảnh hưởng bởi các hoạt động của nghêu.
Các giá trị EF > 1 trong tất cả các trường hợp chỉ ra hiện tượng ô nhiễm gây bởi các nguồn phát thải do con người gây ra, trong đó Cr có mức độ thấp nhất và gần như tương đương tại các điểm lấy mẫu, bên cạnh đó Cd có mức làm giàu rất cao. Giữa hai phân lớp độ sâu, giá trị EF của Cr gần như ổn định và khuynh hướng gia tăng giá trị EF theo chiều sâu của các KLN (Co, Zn, As, Pb) cho thấy, sự tích tụ của chúng không phải mới diễn ra gần đây. Tuy nhiên, các giá trị EF của Cd lại phản ánh một kết luận ngược lại.
Bên cạnh đó, các kết quả tính toán giá trị Igeo phản ánh tình trạng không ô nhiễm đối với các KLN Cr, Co, Pb and Zn; ô nhiễm nặng đối với As; và ô nhiễm rất nặng đối với Cd. Tuy nhiên với các giá trị Igeo gần như tương đương hoặc hơi thấp hơn ở phân lớp trên so với phân lớp dưới cho thấy không phải ô nhiễm hiện tại. Duy có Cd là thể hiện sự ô nhiễm nghiêm trọng tại bãi nuôi nghêu.
Kết quả của ma trận tương quan cho thấy mối quan hệ của các KLN trong nghiên cứu.
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Beijer, K., and Jernelov A. (1986). Sources, transport and transformation of metals in the environment. In L. Friberg, G.F. Nordberg, and V.B. Vouk (Eds.), Handbook on the toxicology of metals. Amsterdam: Elseveir, 68-84.
Forstner, U. (1989). Contaminated Sediment. Springer-Verlag New York.
Forstner, U., Ahalf, W., Calmano, W., and Kersten M. (1990). Sediment criteria development – contributions from environmental geochemistry to water quality management. In: D. Heling, P. Rothe, U. Forstner and P. Stoffers (Eds), sediments and environmental geochemistry: Selected aspects and case histories, Hindelberg: Springer, 311 - 338.
Jarvis, K.E., Gray, A. L., Houk, R.S. (1992). Handbook of Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry. Blackie, Glasgow, 172-224.
Kehrig, H. A., Pinto, F. N., Moreira, I., Malm, O. (2003). Heavy metals and metylmercury in a tropical coastal estuary and a mangrove in Brazil, Organic Geochemistry, 34, 661-69.
Loska, K., Wiechula, D. and Korus, I. (2004). Metal contamination of farming soils affected by industry. Environmental International, 30, 159 – 165.
MOFI - Ministry of Fisheries (2006). Review of 2005 state plan implementation and orientation and task for Socio – Economic development in 2006 of fisheries sector. Vietnam, Ministry of Fisheries, 25pp.
Moris, A. W., Allen, J. I., Howland, R. J. M., Wood, R. G. (1995). The estuary plume zone: source or sink for land derived nutrient discharges? Estuarine, Coastal and Shelf Science, 40, 387 - 402.
Muler, G. (1979). Schwermetalle in den Sedimenten dé Rheins Veranderungen seit 1971. Umschau, 79 (24), 778 - 783.
Salomons, W. and Forstner, U. (1984). Heavy metals in the Hydrocycle. Springer.
Surgirtha, P. Kumar, and Patterson Edward J. K. (2009). Assessment of metal concentration in the sediment cores of Manakudy estuary, south west coast of India. Indian Journal of Marine sciences, 38 (2), 235-248.
Taylor, S. R., McLennan, S. M. (1985). The continental crust: It is composition and evolution, Blackwell Sci. Publ., Oxford, 330pp.
Tippie, V. K. (1984). An environmental characterization of Chesapeake bay and a frame work for action. In: V. Kenedy (ed.). The estuary as a filter. New York: Academic Press, 467 - 487.
UNEP/FAO/WHO (1996).
Nguyễn Mai Lan
Trần Quốc Cường
1 Viện Địa chất, Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam
(Tạp chí Môi trường số chuyên đề I năm 2017)
