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

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

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

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

Tương tự như Pb, hàm lượng As cũng đã được xác định ở nhiều vùng cửa sông,
vùng ven biển trên thế giới. Hàm lượng As trong trầm tích cửa sông đã được xác
định từ 5 µg.g
-1
ở cửa sông Axe đến lớn hơn 1000 µg.g
-1
trong các cửa sông
Restronguet Creek, Cornwall nơi nhận nước thải từ các khu vực khai thác quặng
mỏ kim loại (Langstone, 1985 trích trong Bryan & Langston, 1992).
Hàm lượng Cd cũng được xác định ở Anh tại các cửa sông không bị ô nhiễm với
hàm lượng 0.2 µg.g
-1
, tại các cửa sông bị ô nhiễm nặng hàm lượng này có thể lên
đến 10 µg.g
-1
(Bryan & Langston, 1992). Sông Deule ở Pháp là một trong những
con sông bị ô nhiễm rất nặng do hứng chịu chất thải từ nhà máy luyện kim. Hàm
lượng kim loại trong trầm tích sông này rất cao (480 mg.kg
-1
) (Neda et al., 2006).
Hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích tại vùng cửa sông, vùng ven biển trên thế
giới nơi có rừng ngập mặn cũng đã được xác định từ ít bị ô nhiễm cho đến ô nhiễm
nặng. Tam & Wong (1995) đã xác định hàm Pb trong trầm tích rừng ngập mặn Sai
Keng, Hong Kong với hàm lượng 58,2 µg.g
-1
. Zheng & Lin (1996) đã xác định
hàm lượng Pb và Cd trong trầm tích rừng ngập mặn Avicennia marina, vịnh
Shenzhen với hàm lượng tương ứng 28,7 µg.g
-1
và 0,136 µg.g

trong cơ thể chúng là rất cao nhất là ô nhiễm kim loại, gây nguy cơ cho sức khỏe
của người tiêu thụ chúng thông qua chuỗi thức ăn. Ohi et al. (1974) trích trong
WHO (1985) đã xác định mức độ chì trong máu, trong xương đùi và trong thận
của chim bồ câu được thu thập từ những vùng nông thôn và những vùng đô thị ở
Nhật. Kết quả cho thấy rằ
ng mức độ chì cao nhất trong xương đùi của chim bồ câu
với giá trị trung bình biến động từ 16,5 đến 31,6 mg.kg
-1
ở vùng đô thị. Trong khi
đó giá trị trung bình 2,0 và 3,2 mg.kg
-1
ở vùng nông thôn. Trong máu mức độ chì
cũng có xu hướng tương tự từ 0,15 – 0,33 mg.L
-1
ở vùng đô thị, và từ 0,054 –
0,029 mg.L
-1
.
Những năm gần đây, ảnh hưởng nghiêm trọng của As đối với sức khỏe con người
cũng đã được báo cáo ở Ấn Độ, Trung Quốc, Bangladesh. Ước tính có đến hàng
triệu người có nguy cơ bị ngộ độc do ngộ độc As. Việt Nam có khoảng 10 triệu
người ở đồng bằng sông Hồng, 500 ngàn đến 1 triệu người ở ĐBSCL bị ngộ độc
mãn tính do uống nướ
c giếng khoang có chứa arsen (Berg et al., 2007). Tương tự,
sự tích tụ Cd trong gan và thận của động vật chăn thả ăn cỏ ở Úc và New Zealand
gây ảnh hưởng đến tiêu thụ sản phẩm thịt trong nước và xuất khẩu ra nước ngoài
(Robert et al., 1994, McLaughlin et al., 2000).
1.4 ĐẶC TÍNH VÀ TÁC HẠI CỦA MỘT SỐ KIM LOẠI NẶNG
1.4.1 Asen (As)
Asen phân bố nhiều nơi trong môi trường, chúng được xếp thứ 20 trong những

người bị nhiễm độc asen lâu dài qua thức ăn hoặc không khí dẫn đến bệnh tim
mạch, rối loạn hệ thần kinh, rối loạn tuần hoàn máu, móng giòn dễ gãy với những
vạch trắng ngang móng, rối loạn chức năng gan, thận (Bissen & Frimmel, 2003).
Ngộ độc asen cấp tính có thể gây buồn nôn, khô miệng, khô họ
ng, rút cơ, đau
bụng, ngứa tay, ngứa chân, rối loạn tuần hoàn máu, suy nhược thần kinh,…
1.4.2 Cadmium (Cd)
Cd hiện diện khắp nơi trong lớp vỏ của trái đất với hàm lượng trung bình khoảng
0,1 mg.kg
-1
. Tuy nhiên hàm lượng cao hơn có thể tìm thấy trong các loại đá trầm
tích như đá trầm tích phosphate biển thường chứa khoảng 15 mg.kg
-1
. Hàng năm
sông ngòi vận chuyển một lượng lớn Cd khoảng 15000 tấn đổ vào các đại dương
(GESAMP, 1984 trích trong WHO, 1992). Hàm lượng Cd đã được báo cáo có thể
lên đến 5 mg.kg
-1
trong các trầm tích sông và hồ, từ 0,03 đến 1 mg.kg
-1
trong các
trầm tích biển (Korte, 1983 trích trong WHO, 1992). Hàm lượng Cadmium trung
bình trong đất ở những vùng không có sự hoạt động của núi lửa biến động từ 0,01
đến 1 mg.kg
-1
, ở những vùng có sự hoạt động của núi lửa hàm lượng này có thể lên
đến 4,5 mg.kg
-1
(Korte, 1983 trích trong WHO, 1992). Tuy nhiên theo Murray
(1994) hàm lượng Cd trong đất hiện diện trung bình 0,06 -1,1 ppm.

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

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

hàng năm từ bụi được mang từ gió 0,9-15 × 10
3
tấn, cháy rừng 0,1-7,5 × 10
3

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

9
hại đối với các bệnh nhân Wilson và khám phá rằng gan và não của những bệnh
nhân này có chứa hàm lượng kim loại này rất cao.
1.4.6 Thủy ngân (Hg)
Thủy ngân hiện diện và tồn tại trong tự nhiên ở nhiều dạng khác nhau: kim loại, vô
cơ và hữu cơ (metyl và etyl thủy ngân). Tất cả những dạng này có tính độc khác
nhau và có thể ảnh hưởng đến sức khoẻ con người. Trong môi trường đất, dạng
cation Hg
2+
hiện diện là phổ biến nhất. Sự tích tụ thủy ngân trong đất có khuynh
hướng tương quan với hàm lượng vật chất hữu cơ. Hàm lượng thủy ngân trong tự

có 43 người chế
t, hơn 700 người với tàn tật nghiêm trọng suốt đời (Clark et al.,
1997).
1.5 KHÁI QUÁT VỀ VÙNG NGHIÊN CỨU
1.5.1 Vị trí địa lý
Tỉnh Cà Mau được tái lập từ cuối năm 1996, là mảnh đất tận cùng của tổ quốc

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

Nguồn: Sở tài nguyên Cà Mau
Hình 2: Bản đồ huyện Ngọc Hiển
1.5.2 Điều kiện tự nhiên
a. Điều kiện địa hình- đất đai
Bán đảo Cà Mau là vùng đất thấp, thường xuyên bị ngập nước, có 5 nhóm đất
chính gồm: đất phèn, đất than bùn, đất bãi bồi, đất mặn và đất kênh rạch. Nhóm
đất mặn với diện tích 150.278 ha tập trung chủ yếu ở ven Biển Ðông, phía Nam
thành phố Cà Mau, và các huyện Ðầm Dơi, Cái Nước, Ngọc Hiển và Trần Văn
Thời. Sự hình thành các bãi bồ
i ở bán đảo Cà Mau chịu ảnh hưởng bồi đắp phù sa
rất nhiều từ hệ thống sông Mê Kông. Trong mùa khô, lưu lượng chảy của sông và
sự vận chuyển trầm tích từ nội địa không mạnh như vào mùa mưa (Lap et al.,
2000). Huyện Ngọc Hiển có địa hình bằng phẳng, nhưng địa hình bị chia cắt mạnh
bởi hệ thống sông rạch tự nhiên và kênh mương chằng chịt, có nhiều con sông rất

11

vì thế dịch vụ cung ứng tôm giống; công nghiệp chế biến thuỷ sản cũng có
tốc độ tăng nhanh
(http://www.most.gov.vn/a_gioithieu/c_so_khcn/mldocument.2006-07-
05.2716090641/view, đọc ngày 26/08/2006).

b. Sơ lược về huyện Ngọc Hiển
- Kinh tế xã hội
Hiện nay, trên địa bàn huyện Ngọc Hiển có 22.413 hộ, trong đó sống bằng nghề
sản xuất nông-lâm-ngư khoảng 15.235 hộ. Theo Trần Phú Cường (1999) mỗi hộ ở
rừng ngập mặn được giao đất khoán rừng bình quân là 4,69 ha. Việc giao đất rừng
cho dân sản xuất đã cải thiện đáng kể cuộc sống của nhân dân trong vùng, nh
ưng
điều này cũng gây không ít những tác hại đối với môi trường. 12
- Phân bố rừng ngập mặn
RNM Cà Mau được xem là nơi có sự đa dạng sinh học khá cao so với cả nước với
27 loài cây RNM chính thức. Hai loài mắm trắng (Avicenia alba) và đước
(Rhizophora apiculata) là 2 loài chiếm ưu thế hầu hết tại các khu rừng tự nhiên
mới lấn chiếm. Đối với rừng trồng, đước là loài được trồng thuần loài gần như duy
nhất trên nền rừng, với diện tích 35.222 ha chiếm 73,4% tổ
ng diện tích RNM của
huyện Ngọc Hiển, các loài khác được trồng nhưng không đáng kể.
- Vai trò rừng ngập mặn
Tác dụng của các dải RNM cửa sông, vùng ven biển Cà Mau đóng một vai trò
quan trọng trong bảo vệ và phát triển đất bồi tụ, hạn chế xói lở bờ, làm giảm tốc độ
gió, sóng và dòng triều vùng có đê ven biển và trong cửa sông. Khi RNM chưa bị
tàn phá nhiều thì quá trình xâm nhập mặn diễn ra chậm và phạm vi hẹp. Do b
ởi

- Đề tài tiến hành thu mẫu vào tháng 8 năm 2006 (mùa mưa) và tháng 3 năm 2007
(mùa nắng).
- Các mẫu trầm tích, đất và nước được thu tại sông rạch thuộc thành phố Cà Mau
bao gồm: kênh Phụng Hiệp, kênh Tắc Vân, sông Gành Hào, cửa Gành Hào và tại
vùng ven biển huyện Ngọc Hiển bao gồm: cửa Bảy Háp, bãi bồi không có rừng,
rừng mắm và rừng đước. Kênh Ph
ụ
n
g
Hi
ệp
Kênh Tắc Vân
Cửa Bảy Háp
Cửa Gành Hào
Sôn
g
Gành Hào
Bãi bồi
Rừn
g
mắ
m
Huyện Ngọc Hiển
Rừn
g
đước
Nguồn: bản đồ du lich sinh thái

PO
4
(85%), K
2
Cr
2
O
7
0.1667 M, FeSO
4

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

2.2.2 Phương pháp thu và bảo quản mẫu đất và trầm tích
- Mẫu đất và mẫu trầm tích được thu ở tầng mặt (0-20 cm), mẫu đất được thu
theo lát cắt từ bãi bồi không có rừng ngập mặn đến bãi bồi có rừng rừng
mắm và rừng đước.
- Mẫu trầm tích sông rạch thuộc nội ô thành phố Cà Mau: kênh Phụng Hiệp,

bảo quản
1 pH, EC, chất hữu cơ. PE 2 lít 4
0
C 4h
2 Cd PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h
3 Pb PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h
4 Cu PE 1lít 1,5 ml HNO
3
đđ 24h
5 As PE 1lít 1,5 mlHNO
3
đđ 24h
6 Zn PE 1lít 1,5 mlHNO
3
đđ 24h

2.2.4 Phương pháp phân tích mẫu đất, trầm tích và nước
Các chỉ tiêu mẫu đất và trầm tích được phân tích theo giáo trình phân tích mẫu đất
của Trường Đại học Wageningen, Hà Lan (Houba et al.,1995). Mẫu nước được
phân tích theo phương pháp chuẩn (APHA, 1998).
a. pH
H2O
và EC
Cân 8g đất hoặc trầm tích mịn sau khi nghiền và rây cho vào ống ly tâm có dung
tích 50 ml (tỉ lệ 1:5). Thêm vào 40 ml nước cất, lắc bằng tay cho đất phân tán đều
sau đó lắc bằng máy lắc khoảng 1 giờ. Ly tâm bằng máy ly tâm với tốc độ 2000

O
Lượng nhiệt phát ra do sự thêm H
2
SO
4
vào nước làm xúc tiến sự ôxy hóa chất
hữu cơ. Thời gian để phán ứng hoàn tất là 20-30 phút. Lượng K
2
Cr
2
O
7
dư thừa
được xác định bằng cách chuẩn độ với FeSO
4
.
K
2
Cr
2
O
7
+ 7 H
2
SO
4
+ 6 FeSO
4
Cr(SO
4

3
PO
4
và 1 ml chất chỉ thị
diphenylamin.

16
- Chuẩn độ dung dịch với FeSO
4
1N cho đến khi dung dịch chuyển sang xanh
(da trời). Thêm tiếp khoảng 0.5 ml FeSO
4
đến khi dung dịch chuyển sang
màu xanh lá cây. Thêm 0.5 ml K
2
Cr
2
O
7
vào dung dịch, tiếp tục chuẩn độ
với FeSO
4
cho đến khi màu xanh biến mất.
- Đối với mẫu blank, tất cả các bước đều làm giống như trên nhưng chỉ khác
là không có đất.
c. Thành phần cơ giới
Xác định theo phương pháp ống hút Rhobinson, sa cấu được xác định theo phân
loại của USDA (1998), phương pháp này được tiến hành trên cơ sở định luật
Stock, mỗi cấp hạt sẽ rơi trong các khoảng thời gian khác nhau tuỳ thuộc vào cở
hạt và các mối quan hệ theo ph

Lấy 200 ml mẫu nước cho bình tam giác 500 ml và thêm vào 5 ml HNO
3
, sau đó
đun cho tới khi thể tích trong bình còn khoảng 15-20 ml, tiếp tục cho thêm 10 ml
HNO
3
và HClO
4
và tiếp tục đun cho tới khi bốc hơi khói của chất HClO
4
mất đi,
dừng lại để nguội lên thể tích 50 ml bằng nước cất, lọc lấy phần nước trong, sau đó
mẫu được xác định bằng máy hấp thụ nguyên tử đầu đốt graphic (APHA, 1998).
2.2.5 Phương pháp xử lý số liệu
- Sử dụng phần mềm excel để vẽ đồ thị.
- Sử dụng phần mềm SPSS để xử lý số liệu. Sử dụ
ng kiểm định Duncan ở
mức ý nghĩa 5% để đánh giá sự khác biệt về hàm lượng kim loại nặng trong
vùng nghiên cứu theo các điểm thu mẫu trong cùng một mùa. Dùng T tets

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


a pH, EC, chất hữu cơ, và thành phần cơ giới của
mẫu trầm tích và mẫu đất vào mùa mưa và mùa nắng, những yếu tố này có khả
năng ảnh hưởng đến hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích và trong đất tại vùng
nghiên cứu.
Ngoài việc xác định hàm lượng kim loại nặng (As, Cd, Hg, Pb, Cu , Zn) trong đất
và trầm tích, thì nồng độ các kim loại này trong nước cũng được đề cập trong phần
kết quả của
đề tài nhằm tìm hiểu sự tương quan giữa các kim loại trong đất, trầm
tích với KLN trong nước nước. Mặt khác chiến lược phát triển kinh tế của vùng
ven biển tỉnh Cà Mau phần lớn lại phụ thuộc vào diện tích nước mặt, nước biển
ven bờ sử dụng cho nuôi thủy sản. Do vậy phân tích nồng độ KLN trong nước của
nghiên cứu này rất hữu ích cho các nghiên cứu tiếp theo về sự hiện diệ
n và tích tụ
KLN trong đất, trầm tích và trong nước ở vùng ven biển tỉnh Cà Mau
Bảng 2: Tổng hợp một số đặc tính hóa học và vật lý của trầm tích và đất mặt tại
vùng nghiên cứu

Vị trí thu mẫu
pH
H2O
(1:5)
EC
mS/cm
CHC
(%C)
TPCG (%)
Kênh Phụng Hiệp 6.5 7.9 3.9 -
Kênh Tắc Vân 6.7 7.6 3.6 -
Sông Gành Hào 6.8 6.8 3.1 thịt TB pha sét
Cửa Gành Hào 7.7 5.5 2.0 sét pha thịt

pH trầm tích tại các sông, rạch và pH đất rừng dao động trung bình từ 5,3 - 7,7.
Giá trị pH tăng dần từ sông rạch trong nội ô thành phố Cà Mau ra đến cửa sông
Gành Hào, đạt giá trị cao nhất vào mùa khô tại cửa sông Gành Hào và khu vực bãi
bồi không có rừng. pH đất thấp nhất có ý nghĩa thống kê được tìm thấy ở khu vực
rừng đước và khác biệt so với pH đất ở rừng mắm. Khảo sát thực tế cho th
ấy sinh
khối vật rụng trong rừng đước cao hơn so với rừng mắm, lượng rơi rụng càng
nhiều càng làm gia tăng lượng hữu cơ đến từ quá trình phân hủy vật rụng được lưu
giữ ở nền rừng (Nga, 2004). Do vậy, pH đất ở các vùng đất RNM thường có tính
hơi chua hoặc trung tính yếu (Bảng 3).
Bảng 3: pH
H2O
trong trầm tích và trong đất tại ven biển huyện Ngọc Hiển, Cà Mau

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

biển thì pH mang tính trung tính và hơi kiềm. Mặc dù pH đất ở trong khu vực rừng
mắm có thấp nhưng vẫ
n còn trong khoảng thích hợp cho sự phát triển của các loài
cây ngập mặn (pH = 5- 8)

20
3.1.2 pH nước
Trong môi trường nước pH là yếu tố ảnh hưởng đến tính tan, độ pha loãng và hoạt
tính của chất gây độc (Lê Huy Bá, 2000). Trung bình pH nước tại các điểm khảo
sát nằm trong khoảng trung tính từ 7,1 - 7,2. Hầu hết giá trị pH ở các sông rạch và
khu vực RNM nằm trong khoảng thích hợp cho sự phát triển của các loài thủy sinh
vật. Kết quả về pH nước của đề tài phù hợp với các nghiên cứu về chất lượng nướ
c
ở hầu hết các thủy vực ven biển, có giá trị pH từ trung tính đến kiềm (Nga, 1998;
Zitzen, 1999, Frozen & Rosenbom 1998).
Trung bình pH đất có khuynh hướng thấp hơn so với pH nước trong vùng rừng
đước (Hình 4). Điều này có thể là do sự phân hủy chất hữu cơ từ vật rụng của rừng
đã tích tụ lại trong đất rừng, và khi chất hữu cơ được phân hủy gây cho đất có tính
chua hơn (Phan Nguyên Hồng, 1999; Bùi Thị Nga, 2004). Chúng tôi tìm thấy pH
đất và nước t
ại các vị trí trên sông rạch có mối tương quan thuận (r = 0,621**).
Trong khu vực đất rừng ven biến tương quan thuận giữa pH đất và pH nước thấp
hơn so với trong sông rạch nội ô với r =
0,543*. Điều này có thể thấy trong khu
vực rừng ngập ven biển pH đất và nước bị ảnh hưởng đáng kể bởi vật rơi rụng
trong rừng.


kênh Phụng Hiệp, Tắc Vân, sông Gành Hào không có sự khác biệt, nhưng có sự
khác biệt so với các vùng bãi bồi và đất rừng (Bảng 4). Trong khi đó EC trong mẫu
trầm tích ở sông rạch t
ăng cao và có sự khác biệt có ý nghĩa so với vùng cửa sông,
bãi bồi và đất rừng vào mùa nắng. Hình 5: EC trong trầm tích và trong đất tại các điểm thu mẫu

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

ab
11,3
a
9,1
c
4,3
c
9,5
bc
6,6
d
8,8
c
8,9
c
Những số trong cùng một hàng có mẫu tự theo sau giống nhau thì không khác biệt có ý nghĩa thống kê 5%
qua phép thử Duncan.

3.2.2 EC trong nước.

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


23
Hình 7: CHC trong đất tại các điểm trong nội ô và ven biển huyện Ngọc Hiển

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

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

được phân bố trong vùng cửa sông, bãi bồi và đất rừng (Bảng 6).
Bảng 6: Thành phần cơ giới của mẫu trầm tích và trong đất tại các sông rạch thành
phố và vùng ven biển huyện Ngọc Hiển, tỉnh Cà Mau Ký hiệu mẫu %Cát
0.05-2mm
%Thịt
0.002-0.05mm
%Sét
<0.00mm
Phân loại
(USDA, 1998)
Sông Gành Hào 2 66 32 thịt TB pha sét
Cửa Gành Hào 0 50 50 sét pha thịt
Cửa Bảy Háp 1 69 30 thịt TB pha sét
Bãi Bồi 1 53 47 sét pha thịt
Rừng Đước 1 51 48 sét pha thịt
Rừng Mắm 2 58 40 sét pha thịt
3.5 HÀM LƯỢNG THỦY NGÂN (Hg) TẠI VÙNG NGHIÊN CỨU
Thủy ngân kết hợp với hợp chất hữu cơ bị biến đổi bởi các vi khuẩn, vi sinh vật
trong nước kể cả trong trầm tích để hình thành các hợp chất độc nhất là metyl thủy
ngân- rất độc, bền và tích tụ trong chuỗi thức ăn (Peter & Michael, 2003). Các hợp
chất này dễ dàng phóng thích từ trầm tích vào nước, có thể tích tụ cao trong các

cửa sông. Có khoảng 80 -100% As vô cơ hoà tan đi vào cửa sông Restronguet
Creek nước Anh tương đương 9,3 tấn hàng năm giữ lại trong trầm tích bở
i quá
trình này.

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