1

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

*****************

LÊ THÁI HÀ

NGHIÊN CỨU CƠ CHẾ CHUYỂN HÓA VÀ ĐÁNH GIÁ NGUY CƠ

RỦI RO SỨC KHỎE CỦA ASEN VÀ CADIMI TRONG NUÔI TRỒNG

THỦY SẢN CÓ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TẠI HÀ NỘI

Chuyên ngành: Khoa học môi trường

Mã số: 62440301

DỰ THẢO TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ

KHOA HỌC MÔI TRƢỜNG

Hà Nội - 2017

2

Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học

Quốc gia Hà Nội

Người hướng dẫn khoa học:

1. PGS.TS. Nguyễn Thị Hà

2. TS. Từ Hải Bằng

Phản biện 1: …………………………………….

Phản biện 2: …………………………………….

Phản biện 3: …………………………………….

Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng chấm Luận án Tiến sĩ cấp Đại học

Quốc gia tại Trường Đại học Khoa học Tự nhiên Hà Nội vào hồi…….giờ……., ngày

………tháng……….năm …...

Có thể tìm hiểu Luận án Tiến sĩ tại:

- Thư viện Quốc gia Việt Nam;

- Trung tâm thông tin Thư viện, Đại học Quốc gia Hà Nội

3

MỞ ĐẦU

1. Tính cấp thiết của nghiên cứu

Việc sử dụng nguồn nước thải có nồng độ kim loại nặng và á kim cao có thể

gây ra hiện tượng cá chết hàng loạt và ảnh hưởng nghiêm trọng tới sức khoẻ người sử

dụng nguồn thực phẩm này thông qua chuỗi thức ăn như cá, rau trong ao (Järup L,

2003). Các dạng tồn tại về mặt vật lý, hóa học có thể của các thành phần kim loại

trong ao nuôi có làm tăng mức độ nguy hại hoặc giảm bớt nguy hại cho hệ thống.

Ngoài ra sự phân bố của các chất ô nhiễm vào các thành phần môi trường trong ao

cũng ảnh hưởng đến nguy cơ lan truyền và gây tác động. Ví dụ như với sự hấp phụ lên

bề mặt của các hạt lơ lửng trong nước sẽ khiến cho các yếu tố độc hai sẽ thâm nhập

vào một số loại cá nuôi trong ao thông qua thức ăn do cá sử dụng các hạt lơ lửng làm

thức ăn (Craggs, 2005). Mặt khác nếu sự sa lắng của các chất xuống lớp bùn đáy là cơ

chế chuyển hóa chính trong hệ thống thì nồng độ các chất độc hại trong ao sẽ bị giảm

xuống do đã được giữ lại phần lớn trong lớp bùn đáy, tuy nhiên nếu sử dụng lớp bùn

đáy này để làm phân bón thì có thể sẽ phát tán các thành phần độc hại ra môi trường

bên ngoài và cũng có thể gây hại cho sức khỏe con người do thâm nhập qua cây trồng.

Đã có khá nhiều nghiên cứu trong và ngoài nước về các hệ nuôi trồng thủy sản

sử dụng nước thải tuy nhiên các nghiên cứu này tập trung chủ yếu vào các thành phần

dinh dưỡng và các vi sinh vật trong ao cá, chưa đề cập đến các kim loại, á kim độc hại

và dạng tồn tại, phân bố của chúng khi di chuyển vào hệ thống nuôi trồng và thâm

nhập vào chuỗi thức ăn ảnh hưởng đến người sử dụng. Do vậy, việc đánh giá mức độ

nguy hại của việc sử dụng nước thải đô thị trong nuôi cá thông qua nghiên cứu về

dạng tồn tại và phân bố của một số kim loại và á kim và đánh giá rủi ro việc tái sử

dụng nước thải trong nông nghiệp giúp định lượng được các rủi ro có thể xảy ra, nguy

cơ tích tụ các chất độc hại trong sản phẩm cá nhằm đưa ra giải pháp bảo đảm an toàn,

có định hướng xử lý nước thải hợp lý, bảo vệ sức khỏe con người là cần thiết và mới

tại Việt Nam cũng như trên thế giới. Xuất phát từ thực tiễn đó, luận án đã thực hiện đề

tài “Nghiên cứu cơ chế chuyển hóa và đánh giá nguy cơ rủi ro sức khỏe của asen và

cadimi trong nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải đô thị tại Hà Nội”.

2. Mục tiêu nghiên cứu:

Đánh giá nguồn, dạng tồn tại và sự phân bố của asen và cadimi trong hệ thống

ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị và đánh giá lượng hóa rủi ro đối với sức khỏe hệ

sinh thái và sức khỏe con người từ đó đưa ra những đề xuất phù hợp để đảm bảo an

toàn cho người sản xuất và tiêu thụ sản phẩm.

3. Nội dung nghiên cứu:

- Nghiên cứu hiện trạng sử dụng nước thải đô thị nuôi cá tại Hà Nội, tập trung

vào khu vực quận Hoàng Mai và Thanh Trì.

- Nghiên cứu dạng tồn tại và phân bố của As và Cd trong các ao nuôi trồng thủy

sản có sử dụng nước thải trên cơ sở xem xét hình thái tồn tại, mức ô nhiễm và

4

phân bố các dạng tồn tại của cadimi và asen trong các mẫu ao nuôi cá sử dụng

nước thải đô thị.

- Đánh giá nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe con người của

As và Cd dựa trên dạng, nồng độ, sự phân bố trong nước, trầm tích, thủy sinh

(cá, rau) cân bằng khối khi đi vào cơ thể con người thông qua chuỗi thức ăn.

- Đề xuất các giải pháp sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời

đảm bảo an toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống.

4. Đối tƣợng, phạm vi nghiên cứu

Thành phần Cd, As trong nước thải đô thị (sông Tô Lịch) sử dụng trong nuôi

trồng thủy sản (nuôi cá) và nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái và sức khỏe. Nghiên

cứu tại 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá không sử

dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội.

5. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án

Luận án đưa ra được dữ liệu về sự tồn tại, phân bố của Cd và As trong hệ thống

nuôi trồng thủy sản sử dụng nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh

học và nguy cơ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe.

Ý nghĩa thực tiễn: góp phần đề xuất các giải pháp tái sử dụng an toàn nước thải

đô thị trong nông nghiệp nói chung và nuôi trồng thủy sản nói riêng ở Việt Nam và

các nước có điều kiện tương tự.

6. Đóng góp mới của luận án:

- Lần đầu tiên đã đánh giá được các dạng tồn tại về vật lý, hóa học và sự phân bố

của As và Cd trong nước, trầm tích, thủy sinh (cá, rau) của hệ ao nuôi cá sử dụng

nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh học và nguy cơ rủi ro đến

hệ sinh tại và sức khỏe.

- Đã đánh giá định lượng được mức độ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và rủi ro sức

khỏe con người liên quan đến sử dụng cá nuôi bằng nước thải đô thị bị nhiễm asen

và cadimi.

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1. HIỆN TRẠNG SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TRÊN THẾ GIỚI VÀ

VIỆT NAM

1.1.1. Đặc tính nƣớc thải đô thị

Các thành phần của nước thải đô thị được xác định bởi nhiều yếu tố, bao gồm

thói quen và điều kiện sống, tỉ lệ nước thải từ hộ gia đình và công nghiệp, y tế cũng

như thiết kế của hệ thống thu gom và xử lý nước thải (Henze và Comeau, 2008,

Metcalf và Eddy, 2003). Thành phần các chất trong nước thải rất đa dạng tồn tại dưới

dạng các chất lơ lửng, dạng keo hoặc hòa tan, có kích thước từ 10-4

đến 10-6

mm, các

chất vô cơ chiếm đến 48% (Fe, Mg, Ca, Si…), các chất hữu cơ chiếm đến 52%

(Henze và Comeau, 2008).

5

1.1.2. Sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản trên thế giới

Nước thải dùng để nuôi cá có thể dùng trực tiếp hoặc qua một hồ ổn định để

giảm/tách bớt một phần các thành phần ô nhiễm, nguy hại. Hai qui trình sử dụng nước

thải được minh họa ở hình 1.1.

Quy trình 1:

Nước thải được sử dụng rộng rãi cho việc tưới tiêu ở một số quốc gia, ví dụ

67% tổng số nước thải của Israel, 25% ở Ấn Độ và 24% ở Nam Phi được tái sử dụng

để tưới tiêu thông qua kế hoạch trực tiếp, mặc dù tái sử dụng không theo kế hoạch là

lớn hơn đáng kể. Trong thập kỷ qua, đã có lo ngại rằng thế giới đang tiến tới một cuộc

khủng hoảng nước (Henze và Comeau, 2008). Về lý thuyết, các kim loại nặng có thể

được loại bỏ trong ao ổn định ắng chất thải (Waste Stabilization Pond – WSP) nhờ

quá trình lắng đọng, hấp phụ, tích lũy sinh học, tạo phức, kết tủa… [Craggs, 2005]

1.1.3. Hiện trạng sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam

Theo ước tính khoảng 30-40% nước thải công nghiệp chưa được xử lý thải

trực tiếp vào môi trường. Hiện trầm tích ở các con sông tiếp xúc với nước thải của Hà

Nội đã bị ô nhiễm các kim loại, các thành phần nguy hại (PTEs- Potentially Toxic

Elements), đặc biệt là cadImi. Marcussen (2007) và Ingvertsen [3] kết luận rằng nồng

độ Cd, As và Pb đều cao hơn các tiêu chuẩn của Việt Nam trong đất. Hà [4], Hồ và

Egashira (2000) Marcussen (2007)cũng cho thấy nước thải đổ về các sông của Hà Nội

bị ô nhiễm cao các kim loại nặng khác.

Thành phố Hà Nội là một trong các tỉnh thành có hoạt động nuôi trồng thủy sản

sử dụng nước thải đô thị với các hệ thống nuôi thủy sản sử dụng nước thải lớn nhất

nằm ở quận Thanh Trì và Hoàng Mai, ở phía Đông Nam. Tổng diện tích nuôi cá

khoảng 1.680 ha và phần lớn tập trung ở các xã Yên Sở, Trần Phú, Hoàng Liệt và làng

Tân Triều thuộc quận Thanh Trì và Hoàng Mai. Diện tích sử dụng cho sản xuất nuôi

cá ở quận Hoàng Mai và huyện Thanh Trì được duy trì ổn định trong suốt 20 năm qua

(Kaplan và nnk, 1987). Theo kết quả khảo sát của Viện Khoa học Môi trường và Phát

triển (VESDEC) năm 2014, mỗi ngày hệ thống sông, hồ trên địa bàn thành phố Hà

Nội tiếp nhận hàng triệu m3 nước thải công nghiệp, nước thải đô thị. Dự báo, lượng

nước thải sinh hoạt trên địa bàn thành phố Hà Nội sẽ lên đến 440.934 m3/ngày đêm

vào năm 2020.

Hồ ổn định Ao cá

Ao cá

Nước thải Nước thải

được xử lý

Nước thải Nước thải

được xử lý

Quy trình 2

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

6

1.2. HÌNH THÁI VÀ CHUYỂN HÓA CỦA MỘT SỐ KIM LOẠI TRONG AO

NUÔI TRỒNG THỦY SẢN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ

1.2.1. Hình thái và chuyển hóa của cadimi trong tự nhiên

Phần lớn lượng cadimi trong môi trường nước là do khuếch tán có nguồn nước

ô nhiễm từ nhiều nguồn khác nhau. Cadimi đã được phát hiện trong nước thải có

nguồn gốc từ công nghiệp, thương mại, và khu vực tư nhân, với nồng độ cadimi trung

bình cao nhất được phát hiện trong nước thải mới (<5 năm) nhà ở tư nhân (0,375

mg/L) (Hanh Thi Duong, 2015).

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

Trong nước ngọt, cadimi là hiện nay chủ yếu là ion cadimi (II) và Cd(OH)2 và

CdCO3 trong phức chất. Một số hợp chất cadimi, như cadimi sulfide, cadimi cacbonat,

và cadimi oxide không tan trong nước.

1.2.2. Hình thái và chuyển hóa asen trong tự nhiên

Asen có mặt trong nước tự nhiên với nồng độ thấp, chỉ khoảng vài 1µg/L hoặc

nhỏ hơn. Nồng độ asen trong nước biển ở khoảng 1 - 8µg/L, trong nước ngọt không ô

nhiễm là 1 - 10µg/L và tăng cao đến 100 – 5.000µg/L tại những vùng có khoáng hóa

sulfur và vùng mỏ. Trong nước, asen thường tồn tại ở dạng asenat (As(V)) hoặc asenit

(As(III)). Các hợp chất asen hữu cơ dạng metyl hóa như MMA – axit monometyl

asonic, DMA – axit dimethyl asonic, TMA – axit trimetyl asonic có mặt một cách tự

nhiên trong nước là kết quả của hoạt động sinh học.

Nước

thải Đô

thị Công

nghiệp Khai

thác mỏ

Nông nghiệp

Lắng đọng

Cửa sông

Biển

Chảy

tràn

Cá

Tảo

Trầm tích

Tảo

7

1.3. ĐÁNH GIÁ RỦI RO LIÊN QUAN ĐẾN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ

TRONG NUÔI TRỒNG THỦY SẢN

1.3.1. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro và đánh giá nguy cơ rủi ro của độc chất đến

hệ thủy sinh vật

Đánh giá rủi ro môi trường: Rủi ro = Nguy hại + Tiếp xúc

Đánh giá và mô tả rủi ro theo “the quotient” (thương số) biểu thị cho nồng độ

dự báo (PEC) hoặc nồng độ đo đạc (MEC) được chia bởi một nồng độ dự báo ngưỡng

(PNEC): RQ= MEC (PEC)/PNEC (1.1)

Trong đó: RQ: Hệ số rủi ro

MEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua đo đạc

PEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua dự báo

PNEC: Nồng độ dự báo ngưỡng không gây ảnh hưởng

Khi: RQ <1: Rủi ro thấp; RQ ≥ 1: Rủi ro cao

Đặc biệt là rủi ro sinh thái sử dụng các cấp độ đánh giá chi tiết hơn:

RQ từ 0,01 đến 0,1: Rủi ro thấp

RQ từ 0,1 đến 1: Rủi ro trung bình

RQ ≥ 1: Rủi ro cao

Khi giá trị thương số (quotient) RQ >1, rủi ro được xem là đáng kể, RQ càng

lớn thì rủi ro càng lớn. Ngược lại, khi RQ<1, rủi ro được xem là thấp.

Trong một số trường hợp có thể tính RQ như sau:

Phơi nhiễm cấp tính: RQ = EEC/LD50 (1.2)

Phơi nhiễm mãn tính: RQ = EEC/NOAEL (1.3)

Trong đó: EEC là nồng độ độc chất trong môi trường

1.3.2. Nguy cơ rủi ro và cơ chế gây độc của As

Asen có mặt trong nước có thể gây ra các nguy cơ rủi ro cho thủy sinh vật và

ảnh hưởng đến sức khỏe con người ở cả nồng độ thấp.

Tương tự như Cd, As cũng là một yếu tố không cần thiết mà có thể gây độc cho

con người, nhưng có sự phân bố rộng rãi và không thể tránh khỏi phơi nhiễm với con

người. Con đường chính của việc tiếp xúc với các loại khác nhau của asen (vô cơ và

hữu cơ) là thông qua ăn uống trong thực phẩm, đồ uống, qua da (Laxen và nnk, 1981;

Mara và nnk, 2001).

1.3.3. Nguy cơ rủi ro và cơ chế gây độc của Cd

Cadimi trong môi trường nước ở dạng: ion Cd2+

tự do trong nước, dạng trầm

tích phân hủy ở lớp bùn đáy, dạng ion tự do Cd2+

là dạng có độc tính cao nhất gây độc

cấp tính. Cadimi đi vào cơ thể thủy sinh vật theo 2 con đường: Phơi nhiễm qua nước và

Phơi nhiễm qua thức ăn.

8

1.3.4. Một số nghiên cứu cụ thể về đánh giá rủi ro, sức khỏe

Winnie W. L. và nnk (2007) đã đánh giá rủi ro sức khỏe của các loại hàu được

nuôi ở khu vực bị nhiễm cadimi. Omolara T. và nnk (2014) đã thực hiện nghiên cứu

nhằm xác định nồng độ kim loại nặng trong cá da trơn Châu Phi (C. gariepinus) và

điều tra nguy cơ sức khoẻ liên quan đến kim loại nặng ở cá. Peter E và nnk (2009) đã

nghiên cứu về hình thái và rủi ro của các yếu tố độc hại tiềm ẩn trong các hệ thống sản

xuất lương thực tận dùng nước thải -ví dụ điển hình về Campuchia và Việt Nam.

1.2. GIẢI PHÁP SỬ DỤNG AN TOÀN NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ CHO NUÔI

TRỒNG THỦY SẢN

1.4.1. Kiểm soát các nguồn đầu vào

Các cơ sở công nghiệp đầu tư hệ thống xử lý nước thải, bùn thải trước khi thải

ra nguồn tiếp nhận. Một số phương pháp đã và đang được áp dụng để tách loại As và

Cd từ nước thải như: Phương pháp hấp phụ; Phương pháp điện hóa; Phương pháp hóa

học;…

1.4.2. Kỹ thuật xử lý, cải thiện chất lƣợng nƣớc thải đô thị

Các phương pháp vật lý, hóa học và sinh học đã được sử dụng để loại bỏ các

chất ô nhiễm khỏi nước thải đô thị. Để đạt được mức độ khác nhau của việc loại bỏ

chất ô nhiễm, thường áp dụng kết hợp các quá trình/công nghệ xử lý nước thải theo

bậc sơ cấp, thứ cấp và bậc cao. Ngoài ra, hệ thống tự nhiên cũng được sử dụng để xử

lý nước thải. Bùn thải từ các hệ thống xử lý nước thải được xử lý bằng các phương

pháp khác nhau để giảm lượng nước và hàm lượng hữu cơ để áp dụng trong phương

pháp xử lý cuối cùng và tái sử dụng (Mara DD và nnk, 2001).

CHƢƠNG 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. ĐỐI TƢỢNG NGHIÊN CỨU

Đối tượng nghiên cứu của luận án gồm: (1) Thành phần của các mẫu môi trường trong

ao nuôi cá có sử dụng nước thải đô thị và ao đối chứng, bao gồm: Rau, cá, nước bơm

vào, nước thoát ra, nước trong ao và bùn đáy của ao cá và (2) Cadimi và asen trong

nước thải đô thị và trong hệ ao nuôi

Ngoài ra, để đánh giá so sánh tương quan, lựa chọn ao nghiên cứu và ao đối

chứng cùng nuôi 1 loại cá trắm trắng (Cyprinus carpio) và thả 1 loại rau -rau muống

(Ipoemoea aquatica).

2.2. ĐỊA ĐIỂM NGHIÊN CỨU

Lựa chọn 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá

không sử dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội (Hình 2.1).

9

Hệ thống sử dụng

nƣớc thải tại thôn

Bằng B, Hoàng Liệt

Hình 2.21. Sơ đồ vị trí nghiên cứu

Thông tin về khu vực nghiên cứu được đưa ra ở bảng 2.1.

Bảng 2.21. Một số thông tin về địa bàn lựa chọn nghiên cứu

Nội dung Ao nghiên cứu Ao đối chứng

Địa điểm Thôn bằng B, Hoàng Liệt,

Hoàng mai

Thôn mạch Lũng,

Đại Mạch, Đông Anh

Diện tích 1,0 ha 3,0 ha

Loại cá Trắm trắng Trắm trắng

Nước dùng cho ao cá Bơm trực tiếp từ sông

Tô Lịch

Bơm trực tiếp từ sông

Hồng

Thực vật chủ yếu trong ao Rau muống Rau muống

Tần suất thu hoạch 1 lần/năm 1 lần/năm

Sản lượng 1,5 tấn/vụ 4-5 tấn/vụ

Cá giống Cá bột Cá bột

2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.3.1. Tổng quan tài liệu

Thu thập các số liệu về hiện trạng tái sử dụng nước thải trong nông nghiệp tại

Việt Nam và các nước trên thế giới. Tổng quan các nghiên cứu đã thực hiện liên quan

đến luận án.

2.3.2. Nghiên cứu thực địa

- Điều tra khảo sát các nguồn thải công nghiệp

Các mẫu nước (lọc và không lọc) được phân tích các thành phần kim loại theo

phương pháp Tiêu chuẩn (APHA, 2012)

- Điều tra hiện trạng hoạt động sử dụng nước thải của ao cá

- Lấy mẫu nước thải đầu vào, đầu ra, nước trong ao, mẫu rau, cá, bùn đáy…ở ao

nghiên cứu và đối chứng nhằm phân tích dạng tồn tại và phân bố của Cd và As và cân

bằng vật chất trong hệ ao nuôi.

- Tần suất lấy mẫu: trong quá trình nghiên cứu sẽ lấy mẫu 3 đợt, Căn cứ vào chu kỳ

nuôi cá, thu hoạch cá và chu kỳ bơm nước sẽ thiết kế thời gian lấy mẫu phù hợp.

- Tổng số lượng mẫu lấy tại 2 ao để so sánh thống kê, bao gồm cả mẫu lặp lại, thu

hồi để đảm bảo chất lượng kết quả thử nghiệm: 1200 mẫu nước ; 120 mẫu rau; 120

mẫu cá và 150 mẫu trầm tích.

10

2.3.3. Nghiên cứu thực nghiệm

Sơ đồ nghiên cứu: Nghiên cứu mô tả cắt ngang có phân tích so sánh, phối hợp

với điều tra thực địa đánh giá dạng tồn tại, phân bố sự tích lũy của Cd và As trong hệ

nuôi trồng thủy sản và nguy cơ ảnh hưởng sức khỏe (hình 2.2). Xử lý mẫu theo EPA

3015A/3052 A, phân tích mẫu theo các phương pháp tiêu chuẩn APHA (2012), TCVN

Hình 2.3. Quy trình nghiên cứu

Mẫu nghiên cứu: (-) Mẫu nước, rau, bùn, cá được lấy và bảo quản để phân tích

hàm lượng Cd và As theo các phương pháp chuẩn (APHA, 2012) SMEWW 3113 B (

quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật lò graphite ), SMEWW 3125B:2012 (ICP-MS)

và Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 8467:2010 (Xác định As-QPHTNT kỹ thuật sinh

hydrua); (-) Mẫu rau, cá được xử lý, làm sạch sơ bộ, xay, nghiền nhỏ, đông khô trước

khi vô cơ hóa mẫu bằng lò vi sóng theo EPA 3052. Các mẫu được lấy và bảo quản

theo TCVN TCVN 6663-10:2011 và TCVN 6663-3:2011, được xử lý và phân tích tại

phòng thí nghiệm của Viện Sức khỏe nghề nghiệp và Môi trường (NIOEH). Phân tích

asen thành phần trong mẫu nước, rau và cá bằng ICP-MS kết nối HPLC.

2.3.4. Phƣơng pháp phân tích, độ chính xác và thống kê của phƣơng pháp

phân tích

Phân tích mẫu trắng và mẫu chuẩn ở mỗi lần xử lý để xác định Độ đảm bảo

chất lượng (QA). Hàm lượng Cd và As được xác định bằng AAS Perkin Elmer 5100

AAS, lò graphite HGA-600, Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut, USA.

Khảo sát

thực địa Xác định nghiên cứu

Lấy mẫu

Xử lý mẫu

Phân tích mẫu

GF/AAS và ICP/MS

Xử lý, Phân tích số liệu

Đánh giá HRA

Viết luận án

Thu thập

thông tin

Các qui

trình

Các qui

trình

PH

A 1

P

HA

2

11

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

nghiên cứu

Sử dụng Hệ số Pearson để phân tích tương quan. Hệ số tương quan (r) là một chỉ số

thống kê đo lường mối liên hệ tương quan giữa hai biến số, như giữa nồng độ của As

và Cd trong ao nuôi (y) và trong ao đối chứng (x); hoặc tương quan giữa nồng độ của

kim loại trong các mẫu nghiên cứu trong hệ. Hệ số tương quan có giá trị từ -1 đến 1.

Hệ số tương quan bằng 0 (hay gần 0) có nghĩa là hai biến số không có liên hệ gì với

nhau; ngược lại nếu hệ số bằng -1 hay 1 có nghĩa hai biến số có mối liên hệ tuyệt đối.

Trong phân tích, kiểm định hệ số tương quan Pearson dùng để kiểm tra mối

liên hệ tuyến tính giữa các biến độc lập và biến phụ thuộc. Trong luận án đã áp dụng

hệ số Pearson để xem xét tương quan giữa ao nghiên cứu và ao đối chứng và giữa các

mẫu thành phần liên quan đến ao nuôi: mẫu nước, trầm tích, cá và rau.

2.3.6. Phƣơng pháp phân tích dòng

Tính toán cân bằng từng chất dựa trên các số liệu nồng độ trong các mẫu rau,

nước, bùn, cá, trên cơ sở đó, tính toán cơ chế chuyển hóa của các chất trong hệ thống.

Vào = Ra + Tích tụ ± Chuyển hóa*

* Ghi chú: Nếu quá trình chuyển hóa làm mất đi vật chất/khối lượng (tiêu

thụ/phân hủy) dấu “+”; nếu tạo ra (hình thành) vật chất/khối lượng dấu “-“

2.3.7. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro

Đánh giá rủi ro hệ sinh thái

Đánh giá mức độ tích lũy sinh học sử dụng chỉ số nồng độ sinh học (BCF) và

chỉ số tích lũy sinh học (BAF) [Anort, 2006]:

BCF = CB/CW (2.2) BAF = CB/CF (2.3)

(trong một số trường hợp CF có thể là CW)

Trong đó: CB - nồng độ độc chất trong cơ thể sinh vật (g/kg); CW - nồng độ độc chất

trong môi trường nước (g/L); CF - nồng độ độc chất trong thức ăn (g/L)

Đánh giá rủi ro sức khỏe

Lượng hấp thụ trung bình hàng ngày (ADI)

ATBW

EFDCRCADI

(2.4)

Trong đó: C- Hàm lượng nguyên tố trong thức ăn (cá) (mg/kg); CR - lượng thức ăn

(cá) tiêu thụ của cơ thể trong ngày (g/ngày); EFD = EFxED (EF– Tần xuất phơi

nhiễm; ED quãng thời gian phơi nhiễm tính theo thực tế hoặc 30 năm nếu là phơi

nhiễm mãn tính); BW – Trọng lượng cơ thể; AT – Thời gian trung bình (theo thức tế

hoặc 70 năm nếu là độc chất gây ung thư)

(2.1)

12

Tổng lượng hấp thu từ các nguồn

Nếu bị phơi nhiễm 1 độc chất từ nguồn nguồn hoặc một nguồn cchứa nhiều độc

chất sẽ tính giá trị ADI tổng:

ADITổng = ADIi (2.5)

HQi = ADIi/RfD (2.6)

- Chỉ số rủi ro (HI): HI = HQi (2.7)

Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán (bảng 2.2).

Bảng 2.2. Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán nguy cơ rủi ro

(cho người lớn)

Thông số Giá trị

Hàm lượng As trong cá (phần ăn được) 0,087 mg/kg (nồng độ cao nhất)

Hàm lượng Cd trong cá (phần ăn được) 0,16 mg/kg (nồng độ cao nhất)

Thể trọng trung bình 60

Tỉ lệ hấp thụ (%) 100

Thời gian phơi nhiễm (năm) 60

Lượng sử dụng (g/người/ngày) 83,3 [Nguồn: Viện dinh dưỡng, 2010,

trung bình 2,5kg cá/tháng]

Tần xuất sử dụng 365 ngày/năm (tính với mức phơi nhiễm

cao nhất)

Thời gian trung bình (năm) 60

2.3.7 Đề xuất giải pháp sử dụng an toàn nƣớc thải đô thị cho nuôi cá

Trên cơ sở tổng quan và dánh giá mực độ ô nhiễm As, Cd trong hệ ao nuôi, đề xuất

các phương án sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời đảm bảo an

toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống.

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. KHẢO SÁT ĐÁNH GIÁ NGUỒN VÀ MỨC ĐỘ Ô NHIỄM Cd VÀ As

TRONG AO NUÔI CÁ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ

3.1.1. Nguồn và thực trạng phát sinh nƣớc thải công nghiệp vào sông Kim Ngƣu

và sông Tô Lịch

Các ngành thải xả nước thải vào sông Tô Lịch chủ yếu là ở quy mô vừa với các

ngành cơ khí, dệt nhuộm và công nghiệp chế biến thực phẩm. Từ kết quả khảo sát sơ

bộ 223 cơ sở công nghiệp đã lựa chọn 17 cơ sở có nguy cơ gây ô nhiễm cao để lấy

mẫu, phân tích và đánh giá hàm lượng một số kim loại trong nước thải (bảng 3.1).

Tiêu chí lựa chọn các cơ sở công nghiệp dựa vào: (1) xả nước thải có chứa thành phần

kim loại nặng Cu, Pb, Zn, Cd, Cr, Ni, As và Hg; (2) Mức độ ô nhiễm và nguy cơ theo

quy mô sản xuất và tải lượng nước thải.

Kết quả điều tra cho thấy 80% các cơ sở công nghiệp hoạt động vơi công suất

100%. Lượng nước thải dao động trong khoảng 5 đến 150 m3/ngày đêm với chu trình

thải nước thải từ 8 đến 24 giờ/ngày.

13

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

STT Loại hình công nghiệp Tên cơ sở/nhà máy Ghi chú

1 Cơ khí (6 cơ sở) Nhà máy Viha; Công ty Công nghệ

3C; Công ty cổ phần cơ khí Hà Nội;

Hameco, Vidamco, Công ty

Bảo Lâm

5 cơ sở thải vào

sông Kim Ngưu và

9 cơ sở thải vào

sông Tô Lịch

2 Dệt nhuộm

(3 cơ sở)

Trung Thu, Minh Khai và công ty

dệt may 8-3

3 Biến thế, in, pin, sơn (5

cơ sở)

Nhà xuất bản Lao động xã hội,

Công ty in Hà Nội, Habaco, ABB

Việt Nam và Hinomoto

3.1.2. Đánh giá mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nƣớc thải công nghiệp

Kết quả hàm lượng trung bình của một số kim loại năng trong mẫu nước thải

của 17 cơ sở sản xuất công nghiệp được đưa ra ở bảng 3.2-3.4 và hình 3.2. Các kết

quả chỉ ra hầu hết (>90% tổng nồng độ) các kim loại là ở dạng hòa tan.

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

T

T

Kim loại

nặng

Nồng độ

QCVN

40/2011 (B) Mẫu lọc Mẫu không lọc

Trung bình

(n)

Lớn

nhất

Nhỏ

nhất

Trung bình

(n)

Lớn

nhất

Nhỏ

nhất

1 Pb, ppb 0,310 (17) 4,615 0,064 9,24 ( 17) 28,29 1,72 500

2 Cu, ppb 2,644 (17) 14,279 0,430 19,497 (10) 134,882 7,211 2000

3 Ni, ppb 3,236 (17) 197,647 0,530 27,778 (14) 561,269 5,719 500

4 Zn, ppm 0,021 (17) 23,580 0,002 0,229 (17) 25,400 0,019 3

5 Mn, ppm 0,054 (17) 1,047 0,013 0,233 (17) 1,050 0,011 1

6 Cd, ppb 0,470(17) 0,609 0,014 - - - 100

7 As, ppb 21,150 (17) 45,516 1,341 23,321(17) 54,603 2,879 100

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

14

Bảng 3.3. Mức độ ô nhiễm kim loại trong nước thải của ngành công nghiệp lựa chọn

(mẫu nước sau lọc)

Ngành

công nghiệp

Nồng độ

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

Cơ khí (n) 6 6 6 6 6 6 6

- Trung bình 0,310 32,856 4,327 23,677 0,100 0,116 0,470

- Lớn nhất 4,615 45,516 14,279 197,647 4,014 0,167 0,609

- Nhỏ nhất 0,064 12,321 2,067 2,941 0,020 0,014 0,014

Dệt nhuộm (n) 3 3 3 3 3 3 3

- Trung bình 0,128 12,654 2,067 3,235 0,011 0,036 0,021

- Lớn nhất 0,128 28,673 6,587 6,47 0,015 0,054 0,036

- Nhỏ nhất 0,310 2,789 1,779 2,647 0,009 0,023 0,014

Điện hóa (n) 3 3 3 3 3 3 3

- Trung bình 0,310 18,342 2,644 5,441 0,014 0,070 0,470

- Lớn nhất 0,256 20,231 2,74 5,882 0,016 0,236 0,470

- Nhỏ nhất <0.001 3,679 0,721 0,147 0,005 0,048 0,470

Khác (n) 5 5 5 5 3 5 5

- Trung bình 0,310 15,715 1,298 0,441 0,037 0,047 0,289

- Lớn nhất 1,026 20,342 9,952 1,912 23,58 1,047 0,609

- Nhỏ nhất 0,310 1,341 0,430 0,530 0,013 0,013 0,470

QCVN 40/2011 (B) 500 100 2000 500 3 1 100

Bảng 3.4. Mức độ ô nhiễm kim loại trong nước thải của ngành công nghiệp lựa chọn

(mẫu không lọc)

Ngành công nghiệp Nồng độ

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

Cơ khí (n) 6 6 4 5 6 6

- Trung bình 11,21 43,710 38,996 282,677 0,666 0,298

- Lớn nhất 12,11 54,603 134,882 561,269 9,344 0,494

- Nhỏ nhất 6,35 22,213 18,961 24,509 0,314 0,167

Dệt nhuộn (n) 3 3 2 2 3 3

- Trung bình 1,640 22,432 11,485 26,961 0,048 0,122

- Lớn nhất 1,96 38,112 22,703 49,836 0,081

- Nhỏ nhất 0,66 12,421 7,211 11,485 0,019 0,106

Điện hóa (n) 3 3 3 3 3 3

- Trung bình 13,770 28,123 17,094 33,497 0,224 0,206

- Lớn nhất 14,69 30,621 19,497 53,104 0,229

- Nhỏ nhất 9,24 5,686 14,69 13,889 0,175 0,183

Khác (n) 5 5 0 4 5 5

- Trung bình 4,480 15,890 - 17,974 0,134 0,298

- Lớn nhất 28,29 21,300 - 28,594 25,4 1,05

- Nhỏ nhất 1,720 2,879 - 5,719 0,044

QCVN 40/2011 (B) 500 100 2000 500 3 1

15

Đánh giá mức độ thải theo nhóm ngành công nghiệp thấy rằng ngành cơ khí là

nguồn có nguy cơ cao nhất (bảng 3.3, 3.4 và hình 3.3) với sự có mặt các kim loại Pb,

Cu, Ni, Zn và Mn. Giá trị lớn nhất cũng gấp hàng trăm lần giá trị nhỏ nhất thể hiện

tính biến động và mức độ bất ổn của dòng thải. Kết quả này cũng phù hợp với nghiên

cứu của Nguyen Hoang Anh (2010); Mohd và nnk (2012) và Pam và nnk (2013).

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

3.1.3. Khảo sát sơ bộ hàm lƣợng kim loại trong mẫu bùn đáy ao để lựa chọn đối

tƣợng nghiên cứu

Hầu hết các nồng độ các kim loại trong bùn ao nuôi cá của nghiên cứu cao hơn

đất nông nghiệp và các khu vực khác của Việt Nam nhưng thấp hơn nhiều so với tiêu

chuẩn Việt Nam về sử dụng đất vào mục đích nông nghiệp. Tuy nhiên, nồng độ As

cao hơn tiêu chuẩn Việt Nam và nồng độ Cd đạt 65% so với tiêu chuẩn Việt Nam.

Asen và cadimi cũng là 2 kim loại được lựa chọn trong nhiều nghiên cứu do độc tính

cao của chúng (WHO, 2001, Chaney, 1998).

3.2. DẠNG TỒN TẠI VÀ PHÂN BỐ CỦA Cd VÀ As TRONG AO NUÔI

3.2.1. Trong nước ao nuôi

Kết quả hình 3.4 cho thấy không có sự khác biệt đáng kể về nồng độ As giữa 2

đợt lấy mẫu (P> 0,05), hàm lượng As trong nước đầu ra giảm đáng kể (40-50%).

Nồng độ As phân tích được cao hơn nhiều so với công bố trước của Toàn (2008) (3,96

đến 3,09µg/L). Mặc dù vậy sự khác biệt giữa nồng độ asen trong nước đầu vào và ra

thì tương tự và hiện tượng này cũng được công bố trong một số nghiên cứu trước

(Nejmeddine và nnk, 2000).

Nồng độ As ở dạng tan và dạng lơ lửng (SPM) được đánh giá làm cơ sở phân

tích nguy cơ rủi ro cho cá (Bảng 3.5).

16

Hình 3.4. Nồng độ As trong mẫu nước lấy ở các vì trí khác nhau

Bảng 3.5. Nồng độ As của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lửng

Ví trí lấy mẫu Mẫu nƣớc không lọc

(tổng hàm lƣợng)

Mẫu nƣớc lọc

(dạng tan)

SPM

µg/L % µg/L % µg/L %

Đầu vào (n=3) 44,33 100 38,10 86 6,23 14

Đầu ra (n=3) 21,33 100 17,65 83 3,68 17

Giữa ao (n=15) 30,73 100 26,84 87 3,89 13

Bộ TNMT (2011)

≤20µg/L

Bảng 3.6. Đánh giá về dạng As thành phần

Tỷ lệ asen

thành phần (%)

Nƣớc đầu vào Nƣớc trong ao

n TB SD n TB SD

As (V) 20 88,24 10,45 30 90,54 12,46

As (III) 20 11,76 10,06 30 9,46 8,87

Ghi chú: n – Số mẫu Bảng 3.7. Nồng độ Cd của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lứng

Ví trí lấy mẫu Mẫu nƣớc không lọc

(tổng hàm lƣợng)

Mẫu nƣớc lọc

(dạng tan)

SPM

µg/L % µg/L % µg/L %

Đầu vào (n=3) 0,27 100 0,10 37 0,17 63

Đầu ra (n=3) <LOD - <LOD - <LOD -

Giữa ao (n=15) 0,13 100 <LOD - 0,13 100

Bộ TNMT (2011) 5

Nồng độ Cd trong cả nước sau lọc và nước chưa qua lọc thấp hơn tiêu chuẩn

Việt Nam để bảo vệ thủy sinh vật và không gây nguy cơ rủi ro cho cá.

Sự khác biệt về tính khả dụng sinh học của As và Cd có thể thấy rõ khi phần

lớn As trong ao nuôi ở dạng hòa tan (86%) trong khi chỉ có 37% Cd vào dạng tan.

3.2.2. Nồng độ trong trầm tích bùn đáy

Hàm lượng As trong trầm tích ở khoàng 12,30-23,77 mg/kg DW trong khi

Hàm lượng Cd trong trầm tích ở khoàng 0,41-1,29 mg/kg DW. Trong khi hàm lượng

Cd trong trầm tích ao thấp hơn QCVN 03-MT:2015/BTNMT về đất dùng trong nông

QCVN 38

/2011/

BTNMT

Vào (n=3) Ra (n=3) Giữa ao (n=15)

Vị trí lấy mẫu

Nồ

ng

độ

As

Đợt 1

Đợt 2

17

nghiệp (1.5 mg/kg D.W) thì hàm lượng As nhìn chung cao hơn gía trị giới hạn QCVN

03-MT:2015/BTNMT (15 mg/kg D.W) . Do vậy trầm tích bùn đáy của ao có khả năng

gây nguy hiểm đối với cây trồng ở khu vực xung quanh khi nạo vét và sử dụng làm

phân bón. Nồng độ As trong trầm tích ao phân tích được cao hơn so đáng kể so với

nồng độ As trong đất ở Thái Lan và Malaysia, tuy nhiên nồng độ này xấp xỉ giá trị

đưa ra của Hà Lan để đánh giá về chất lượng đất (Swartjes, 1999).

3.2.3. Nồng độ trong cá

Sự khác biệt của nồng độ As và Cd trong mẫu cá giữa phần ăn được và không

ăn cũng có thể do mô của phân ăn được thường mềm hơn so với phần không ăn được

(thường là xương và vây) nên khả năng hấp phụ As và Cd nói riêng và các kim loại

nặng khác sẽ dễ dàng hơn.

Bảng 3.8. Nồng độ As trong mẫu cá (n=9 cho mỗi phần mẫu),

LOD<0,0011) (mg/kg)

Mẫu cá Phần ăn đƣợc Phần không ăn đƣợc Trung bình

DW FW DW FW DW FW

Cá trắm

Common carp

0,20±0,018 0,054±0,005 0,09 ± 0,021 0,033±0,007 0,29 0,087

TCCP (Bộ Y tế,

2007)

2 mg/kg DW

Bảng 3.9. Nồng độ Cd trong mẫu cá (n=9 cho mỗi phần mẫu ) LOD < 0,0052(mg/kg)

Mẫu cá Phần ăn đƣợc Phần không ăn đƣợc Trung bình

DW FW DW FW DW FW

Cá trắm

Common carp

0,48 ±

0,008

0,13 ±

0,002

0,15 ±

0,013

0,04±0,004

0,63

0,17

QCVN (Bộ Y

tế, 2011)

0,05 mg/kg DW

3.2.4. Nồng độ trong rau muống

Nồng độ As và Cd trong ngọn rau và thân rau khác nhau rất rõ rệt với P<0,05,

As trong thân-rễ cao gấp khoảng 3,71 so với trong ngọn trong khi Cd trong thân-rễ

cao gấp khoảng 2,56 lần so với ngọn (P<0,05). Kết quả chỉ ra xu hướng tích tụ As và

Cd trong thân và rễ do tiếp xúc thời gian dài với nước ao có As và Cd tạo điều kiện

cho quá trình hút thu (Chaney, 1998). Nồng độ As trong thân và lá (3,64 mg/kg DW)

cao hơn trên 3 lần so với giới hạn quy định của Bộ Y tế (1mg/kg DW) trong khi hàm

lượng Cd trong cả phần ngọn và thân-rễ đêuì thấp hơn giới hạn quy định của Bộ Y tế

(0,2mg/kg FW).

3.2.5. Quá trình chuyển hóa của As và Cd

Kết quả phân tích các dạng As thành phần trong mẫu ra và cá được chỉ ra ở

bảng 3.10. Như vậy As trong nghiên cứu này asen tồn tại chủ yếu là dạng As(V) trong

các mẫu nước, rau và cá.

18

Bảng 3.10. Đánh giá về dạng As thành phần

Tỷ lệ asen thành phần (%) Rau Cá

n TB SD n TB SD

As (V) 100 91,62 16,15 50 78,71 17,53

As (III) 100 8,38 8,14 50 21,29 11,03

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

17.13

11.6510.03

2.42

0.5 0.127 0.037

31.52

27.13

16.76

4.59

1.520.222 0.064

0

5

10

15

20

25

30

35

As nước đầu vào

As nước trong ao

As trong bùn As trong thực vật (DW)

As trong thực vật (FW)

Ao trong cá(DW)

Ao trong cá(FW)

Ao chứng Ao nghiên cứu

Hình 3.15. Đánh giá mối tương quan về nồng độ As giữa ao đối chứng và ao nghiên cứu

Bảng 3.11. Kết quả phân tích hàm lượng Cd trong mẫu nghiên cứu

Đối

tượng

nghiên

cứu

Cd

nước

vào

Cd

trong

bùn

Cd trong thực vật Cd trong cá

n = 30 n = 20 n = 18 n = 30

ppb mg/kg DW, mg/kg FW, mg/kg DW, mg/kg FW,mg/kg

Ao đối

chứng

0,112±

0,026

0,295±

0,006 0,057±0,005 0,013 0,315±0,032 0,09±0,006

Ao

nghiên

cứu

0,244±

0,037

0,75±0,

006 0,082±0,009 0,023 0,605±0,022 0,16±0,006

P 0,001 0,05 0,05 0,05 0,05

Mức ô nhiễm Cd ở ao nuôi nghiên cứu cao hơn đáng kể so với ao đối chứng,

đặc biết sự tích lũy trong mẫu thủy sinh vật (cá) rất cao ở cả mẫu khô và mẫu tươi.

Cadimi tồn tại trong ao ở dạng SPM khác với As tồn tại ở dạng hòa tan nhiều hơn. Cd

có xu hướng hấp thụ bởi cá nhiều hơn As (15,27% so với 0,04%) do SPM là nguồn

thức ăn cho cá, và có thể gây ảnh hưởng sức khỏe thông qua chuỗi thức ăn. Tuy nhiên,

hàm lượng cd trong cá khu vực này thấp hơn giới hạn cho phép. Cd tồn tại chủ yếu ở

dạng SPM nên có xu hướng lắng xuống bùn đáy, ở lại trong ao (84,70%)

P < 0,001

P < 0,001

P < 0,001

P < 0,001

P < 0,001 P < 0,001 P < 0,001

19

Bảng Pearson (giá trị r) đánh giá môi tương quan giữa hàm lượng Cd trong

nước thải đầu vào hàm lượng Cd trong mẫu bùn, thực vật và mẫu cá.

Bảng 3.1 Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu

Mẫu Cd trong bùn

Cd trong thực vật Cd trong cá

DW FW DW FW

Cd trong nước đầu vào 0,991955 0,934832 0,80038 0,997122 0,990385

Kết luận

Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu

là tương quan thuận

Hàm lượng As trong nước đầu vào và trong nước ao, cá, rau, bùn được phân

tích hệ số tương quan Person để đánh giá mức độ tương quan. Kết quả cho thấy có

mối tương quan thuận rõ rệt với R xấp xỉ 1, R2 >0,99 trong nước đầu vào và các thông

số còn lại. Mối Phân tích Person cũng cho thấy gần như không có mối tương quan gì

giưã hàm lượng As trong phần ăn được (ngọn, lá) của rau và phần không ăn được

(thân, rễ) với hệ số R xấp xỉ 0.

3.2.6. Tính toán cân bằng khối lƣợng của Cd và As trong hệ ao nuôi

Các giả thuyết cho tính toán: Tính cho 1 vụ nuôi cá (48 tuần); Không có sự

tích tụ Cd và As trong các thủy sinh vật khác và không có các dòng rò rỉ vào và ra

khác; Rau muống trong ao cá được thu hoạch 3 tuần/lần; Khối lượng rau mỗi lần lấy

mẫu: 1.700 g FW, trong đó: Khối lượng phần ăn được: 380 g FW và phần không ăn

được: 1.320g FW; Độ ẩm của phần ăn được: 68,68% trọng lượng khô phần ăn

được là: 31,32%; Độ ẩm phần không ăn được: 72,30% trọng lượng khô phần

không ăn được là 27,70%; Ước tính lượng rau mỗi lần lấy mẫu được bằng 1/10 tổng

lượng rau trong ao cá lượng rau trong ao nuôi cá = 17.000g = 17kg. Kết quả tính

toán với các giả thuyết trên cho thấy: Tích tụ Cd và As trong nước ao và trầm tích

tương ứng là 11 g và 993 g.

3.2. RỦI RO TRONG TÁI SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ

3.3.1. Đánh giá rủi ro hệ sinh thái ao nuôi

Áp dụng công thức xác định RQ (1.1) thu được kết quả ở bảng 3.13.

Các kết quả tính toán cho thấy nguy cơ của Cd đối với thủy sinh vật ở mức

thấp (RQ=1,58). Tuy nhiên với As độ rủi ro cao hơn nhiều ở mức trung bình và cao

tương ứng khi tính toán theo ngưỡng cấp tính và mãn tính. Mức nguy cơ rủi ro này

yêu cầu cần áp dụng các giải pháp cải thiện. Mức độ tích lũy sinh học của cadimi

trong cá nuôi sử dụng nước thải đô thị có nồng độ Cd trong nước khoảng 0,25 µg/L là

cao hơn rất nhiều so với As mặc dù nồng độ của asen trong nước ao là rất lớn 30,73

µg/L. Điều này có thể giải thích do phần lớn asen tồn tại ở dạng tan (trong mẫu dịch

lọc) trong khi đó hầu như 100% cadimi trong nước ao nuôi cá nằm ở phần cặn lơ lửng

(xem bảng 3.5, 3.6) và chứng tỏ cá nuôi trong ao sẽ hấp thu chủ yếu cadimi qua đường

tiêu hóa (sử dụng thức ăn ở dạng hạt rắn lơ lửng).

20

Bảng 3.23. Giá trị hàm lượng Cd và As lựa chọn để đánh giá nguy cơ rủi ro

tới hệ thủy sinh vật

Kim

loại

Hàm lượng

cao nhất

MEC (µg/L)

Giá trị ngưỡng

PNEC (µg/L)

Nguồn Giá trị RQ

Cd

0,395

0,25

Clean Water Act

Fresh Water

Criteria

1,58

As 45,86 0,5 (tiếp xúc dài ) [UK-EPA, 2007] 91,7

8,0 (tiếp xúc ngắn) 5,7

Kết quả tính toán chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi sử dụng công thức

(2.2) và 2.3) đối với cá thu được kết quả sau:

Bảng 3.14. Chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi đối với cá

BCF của As với cá

(với mẫu nước chưa

lọc)

BCF của Cd với cá

(với mẫu nước

chưa lọc)

BAF của As với cá

(với As trong SPM

- CF)

BCF = BAF* của

Cd với cá (với Cd

trong SPM - CF)

1,626 520 12,85 1230

3.3.2. Đánh giá nguy cơ, rủi ro sức khỏe

Tính toán mức độ phơi nhiễm một số kim loại phơi nhiễm qua các con đường

khác nhau như sau:

Đánh giá phơi nhiễm (Exposure Assessment)

Do các giới hạn tham chiếu về RfD đều là tổng As và Cd nên trong tính toán

rủi ro sẽ sử dụng hàm lượng tổng As và Cd trong nước ao mà không tính đến dạng

thành phần.

Tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe:

Áp dụng công thức (2.4-2.6) thu được kết quả tính toán ở bảng 3.15. Giả thiết

rằng toàn bộ số cá sử dụng sẽ là số cá lấy tại ao nuôi sử dụng nước thải nghiên cứu với

các hàm lượng As và Cd trong cá lấy giá trị cao nhất và mức hấp thụ là 100 %.

Bảng 3.15. Kết quả tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe khi bị phơi nhiễm As và

Cd từ cá nuôi trong ao sử dụng nước thải đô thị (Đơn vị: mg/kg.ngày)

Nguyên tố Tổng hấp thụ từ cá

(ADI)

Lƣợng hấp thu cho phép

(RfD)

HQ = ADI/RfD

As 0,00012 0,0003

(JECFA 2010 ) 0,4

Cd 0,00022 0,001

(FAO/WHO, 2003) 0,22

Chỉ số nguy cơ rủi ro (HI) = HQi = 0,62

Theo ngưỡng nguy cơ rủi ro sức khỏe với giá trị HI = 0,62 có thể kết luận nguy

cơ rủi ro sức khỏe của As và Cd phơi nhiễm từ nguồn cá nuôi sử dụng nước thải đô thị

nhiễm As và Cd là ở mức “Không có nguy cơ” hay “An toàn”.

21

Tính toán rủi ro ung thư (ILCR - Incremental Lifetime Cancer Risk)

ILCR = Exposure (mg/kg.ngày) x Cancer Slope Factor (mg/kg.ngày)-1

= 0,00012 mg/kg.ngày * 1,5 (mg/kg.ngày)-1

= 3,0x10-4

As Risk (ung thư)= 3,0x10-4

ở mức nguy cơ “Trung bình”

Theo điều tra mỗi vụ thu hoạch khoảng 1,5 tấn cá Lượng sử dụng trung

bình 83,3 g/người/ngày Số người có nguy cơ bị phơi nhiễm ước tính khoảng

18.000 người khi đó số cực đại trường hợp bị mắc ung thư do nhiễm asen tính cho

xác suất cả cuộc đời, sẽ là: M = RISK * Dân số = 3,0x10-4

x 18 x 103 = 5,4

người/18.000 người hay 30 ngƣời/100.000 dân

Đối với Cd không có giá trị SF cho hấp thụ qua đường ăn uống, chỉ có qui định

qua đường thở do vậy không tính toán nguy cơ gây ung thư trong nghiên cứu này. Tuy

nhiên theo nghiên cứu của Satarug (2004) về ảnh hưởng sức khỏe của thực phẩm

nhiễm Cd hàm lượng thấp cho thấy với mức hấp thụ Cd 1 µg/kg.ngày hay 60

µg/người.ngày (lấy trọng lượng cơ thể 60 kg) có bằng chứng về việc gây ung thư.

Với liều hấp thụ Cd theo tính toán qua cá là 0,00022 mg/kg.ngày, tương đương

13,2 µg/người.ngày đối với cơ thể trọng lượng trung bình 60 kg không có nguy cơ

gây ung thƣ.

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

3.4.1. Kỹ thuật kiểm soát ô nhiễm nguồn nƣớc

Theo điều tra hiện có 2 mô hình sử dụng nước từ sông Tô lịch cho nuôi cá tại

địa bàn nghiên cứu: (1) Bơm nước trực tiếp từ sông Tô lịch vào ao nuôi cá; (2) Bơm

nước từ sông Tô lịch vào kênh tưới tiêu nội đồng, từ đó dẫn vào các ruộng rau khi cần

sử dụng. Nước được lưu trong các kênh, về mặt nguyên tắc có thể được xem như một

hồ lắng thứ cấp, có thể làm giảm các kim loại, á kim trong nước. Trên cơ sở kết quả

phân tích As, Cd: hàm lượng As và Cd trong kênh tương ứng là 20,5 ppb và 0,18 ppb,

thấp hơn trong nước sông Tô lịch bơm trực tiếp vào ao là 31,5 ppb và 0,229 ppb (sự

khác biệt này có ý nghĩa với p = 0,003 đối với As và p=0,004 với Cd). Trên cơ sở đó

đã đề xuất kế hoạch cải thiện chất lượng nước nhu sau:

Bơm nước từ kệnh nội đồng vào ao nuôi cá thay cho việc bơm nước trực tiếp từ

sông Tô Lịch. Quy trình thiết kế hồ xử lý nước thải cho mục đích nuôi trồng thủy sản

được xây dựng bởi Mara và Pearson (mục 1.4). Thử nghiệm với 2 ao nuôi có diện tích

1 ha theo 2 mô hình: (1) sử dụng trực tiếp nước thải sinh hoạt và (2) Sử dụng gián

tiếp nước thải sinh hoạt thông qua 1 ao ổn định (hình 1.1.).

Việc áp dụng biện pháp mương lắng cho hiệu quả cải thiện chất lượng nước

khá rõ rệt, cụ thể hàm lượng As và Cd trong kênh tương ứng là 20,5 ppb (n=9) và 0,18

ppb (n=9), thấp hơn trong nước sông Tô lịch bơm trực tiếp vào ao là 31,5 ppb và

0,229 ppb (sự khác biệt này có ý nghĩa với p = 0,003 đối với As và p=0,004. Ngoài ra,

hàm lượng As và Cd trong cá sau khi áp dụng biện pháp cải thiện đã giảm rõ rệt tương

ứng từ 0,087 xuống còn 0,045 mg/kg và từ 0,16 xuống 0,13 mg/kg, thấp hơn có ý

22

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

không thay đổi. Tuy nhiên, hàm lượng As và Cd trong cá nuôi bằng mô hình gián tiếp

sử dụng nước thải này vẫn cao hơn so với cá trong ao không sử dụng nước thải là As

= 0,036 mg/kg và Cd = 0,09 mg/kg.

3.4.3. Đề xuất giải pháp quản lý cấp địa phƣơng

Nhiệm vụ của chính quyền địa phương là quản lý hệ thống canh tác của toàn bộ

xã, phường. Đặc biệt, việc giám sát bơm nước là rất quan trọng, nhằm tránh tối đa lấy

nước về khi nước sông có chất lượng xấu hơn.

Tổ chức những khóa đào tạo ngắn hạn về công nghệ sử lý nước thải đơn giản

cho người dân. Tuyên truyền trong dân về nguy cơ từ nước thải đô thị để người sản

xuất và người quản lý cùng tìm hướng phát triển sạch hơn, bền vững hơn cho sản xuất

nông nghiệp trên địa bàn.

KẾT LUẬN

Các nguồn ô nhiễm từ các cơ sở công nghiệp vừa và nhỏ là một trong các

nguyên nhân gây ô nhiễm cadimi và asen trong nước sông Tô Lịch sử dụng cho nuôi

cá tại địa bàn nghiên cứu với lưu lượng nước thải dao động 5-150 m3/ngày đêm.

Trong đó ngành cơ khí là nguồn có nguy cơ cao nhất với sự có mặt các kim loại Pb,

Cu, Ni, Zn và Mn. Việc sử dụng nước thải cho nuôi trồng thủy sản đang được áp dụng

phổ biến tại địa bàn nghiên cứu, khoảng 50% các ao cá chỉ sử dụng nước thải đô thị.

Kết quả phân tích các dạng tồn tại của As cho thấy As trong nước ao chủ yếu ở

dạng As(V). Phân tích Cd và As trong mẫu nước lọc và không lọc cho thấy trạng thái

tồn tại phần lớn As trong ao nuôi ở dạng hòa tan (86%) trong khi Cd chỉ là 37%. Kết

quả này cũng cho thấy sự khác biệt về tính khả dụng sinh học của As và Cd và có thể

ảnh hưởng đến sự xâm nhập và tích tụ của chúng trong cá.

Phân tích được lượng kim loại nặng tích tụ trong cá nuôi bằng nước thải đô thị.

Kim loại nặng tích lũy ở trong các bộ phận của cá, trong đó lượng tích lũy nhiều nhất

là ở phần ăn được (cơ-thịt cá). Nồng độ asen tổng trong mẫu nước trong khoảng từ

23,22 đến 45,86 µg/L. Nồng độ cao nhất ở mẫu nước gần đầu vào và thấp nhất ở mẫu

đầu ra cho thấy có quá trình lắng đọng đáng kể As vào trầm tích. Kết quả phân tích As

trong trầm tích cũng cho thấy điều này. Khoảng nồng độ As trong trầm tích 12,26-

23,87 mg/kg DW do vậy trầm tích (bùn) ao này không an toàn để tận dụng trong sản

xuất nông nghiệp khi so sánh với QCVN 03/2015/BTNMT, As ≤15mg/kg đất khô.

Khoảng 14% As đầu vào ao nuôi ở dạng chất rắn lơ lửng.

Tính toán sơ bộ cân bằng asen và cadimi trong hệ ao nuôi với các dòng chính

gồm nước đầu vào, đầu ra, rau, cá và trầm tích và bỏ qua các dòng rò rỉ, thất thoát

khác. Kết quả cho thấy mức độ tích tụ của As trong nước ao và trầm tích cao hơn đáng

kể so với Cd, tương ứng 993 g và 11 g/vụ nuôi (12 tháng).

Kết quả đánh giá mức tương quan cho thấy: Phân tích tương quan cũng thấy

không có sự khác biệt giữa hàm lượng As và Cd trong các mẫu phân tích giữa các đợt

lấy mẫu với P>0,05. Tuy nhiên có sự khác biệt có ý nghĩa với P<0,05 giữa hàm lượng

23

As và Cd trong ao đối chứng và ao nghiên cứu, giữa phần ăn được và không ăn được

của cá và rau. Đặc biệt có mối tương quan thuận rõ rệt giữa hàm lượng As và Cd đầu

vào với As và Cd trong các mẫu thành phần.

Tính toán nguy cơ gây rủi ro đến sức khỏe và hệ sinh thái cho thấy mức độ tích

lũy sinh học trong cá nuôi là cao đặc biệt với cadimi. Tuy mức nguy cơ tính theo độc

chất không gây ung thư của Cd chưa có rủi ro vẫn cần lưu ý tùy thuộc vào hàm lượng

của kim loại có trong cá và thời gian phơi nhiễm (tích lũy) có thể gây ra các ảnh

hưởng khác nhau đến cơ thể người sử dụng do mức độ tích lũy sinh học cao.

Nguy cơ gây ung thư tính riêng cho As đã ở mức “trung bình cao” với nguy cơ

cho 30/100.000 người. Do vậy cần có các giải pháp quản lý sử dụng an toàn nước thải

đô thị.

Kết quả áp dụng thử nghiệm giải pháp sử dụng mương lắng trước khi dẫn nước

vào ao nuôi cho thấy hiệu quả giảm đáng kể nồng độ cadimi và asen trong mẫu nước

và trong cá, tương ứng trong cá từ 0,087 xuống còn 0,045 mg/kg và từ 0,16 xuống

0,13 mg/kg. Ngoài ra cũng cần giám sát thường xuyên và có kế hoạch bơm nước bổ

sung cho ao nuôi, nạo vét định kỳ theo kế hoạch đảm bảo tránh dư thừa, giảm tích tụ

kim loại trong trầm tích và trong sinh vật đảm bảo sức khỏe cộng đồng. Tuy nhiên cần

có các nghiên cứu tiếp theo đầy đủ hơn để đánh giá hiệu quả làm cơ sở triển khai trên

thực tế.

24

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ CỦA LUẬN ÁN

1. Helle Marcussen, Le Thai Ha, Chongrak Polprasert, Peter E. Holm (2012),

“Content and mass balances of Cadmium and Arsenic in a waster water – fed fish

pond of Hoang mai, Hanoi, Vietnam”, Journal of Environmental Science and Health,

Part A, pp 2246-2253.

2. Nguyễn Thị Hà, Lê Thị Hương Giang, Trần Thị Huyền Nga, Lê Thái Hà (2013),

“Đánh giá hàm lượng một số kim loại nặng trong ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị

thuộc xã Yên Sở, Thanh Trì, Hà Nội”, Tạp chí Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, 29

(3S), pp 63-68.

3. Le Thai Ha, Doan Ngoc Hai, Tran Quang Toan, Do Phuong Hien, Luong Thi

Thanh Thuy, Vo Thi Minh Anh, Nguyen Thi Ha (2015), “Assessment of toxic metal

pollution level from Industries in Hoangmai & Thanh tri districts, Hanoi city”, VNU

Journal of Science 31 (2S), pp 73-79.

4. Le Thai Ha, Nguyen Thi Ha, Tu Hai Bang (2016), “Determination of Arsenic

content in wastewater-fed fish pond in Hoangmai District, Hanoi, Vietnam”, Journal

of Science and technology 54 (2A), pp 321-328.

5. Lê Thái Hà, Nguyễn Thị Hà, Lưu Huyền Trang (2016), “Tái sử dụng nước thải

sinh hoạt trong nuôi trồng thủy sản: Rủi ro và ảnh hưởng của Cadimi và Asen tới sức

khỏe và hệ sinh thái”, Tạp chí Y học dự phòng 11(184), tr 21-28