Luận án Tiến sĩ Kỹ thuật môi trường: Đánh giá hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích tại cửa sông Sài Gòn- Đồng Nai dưới tác động của pH, độ mặn và ảnh hưởng của chúng lên phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

NGUYỄN VĂN PHƯƠNG

ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG Cu, Pb TRONG TRẦM TÍCH

TẠI CỬA SÔNG SÀI GÒN- ĐỒNG NAI DƯỚI TÁC ĐỘNG

CỦA pH, ĐỘ MẶN VÀ ẢNH HƯỞNG CỦA CHÚNG LÊN

PHÔI, ẤU TRÙNG HÀU CRASSOSTREA GIGAS

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

HÀ NỘI – 2021

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

NGUYỄN VĂN PHƯƠNG

ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG Cu, Pb TRONG TRẦM TÍCH

TẠI CỬA SÔNG SÀI GÒN- ĐỒNG NAI DƯỚI TÁC ĐỘNG

CỦA pH, ĐỘ MẶN VÀ ẢNH HƯỞNG CỦA CHÚNG LÊN

PHÔI, ẤU TRÙNG HÀU CRASSOSTREA GIGAS

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

Mã số chuyên ngành: 9 52 03 20

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

1. TS. MAI HƯƠNG

2. GS.TS NGUYỄN THỊ HUỆ

HÀ NỘI – 2021

Lời cam đoan

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của tôi thực hiện với sự

hướng dẫn của TS. Mai Hương và GS.TS. Nguyễn Thị Huệ, không có phần nội

dung nào được sao chép một cách bất hợp pháp từ công trình nghiên cứu của tác giả

khác. Kết quả nghiên cứu, nguồn số liệu trích dẫn, tài liệu tham khảo là hoàn toàn

chính xác và trung thực.

Tp Hồ Chí Minh, Ngày 29 Tháng 03 Năm 2021

Nguyễn Văn Phương

Lời cảm ơn

Tôi xin chân thành cảm ơn Viện Công nghệ Môi trường, Học Viện Khoa học

Công nghệ đã đồng ý và tạo điều kiện cho tôi thực hiện luận văn này.

Tôi xin chân thành cảm ơn TS. Mai Hương và GS.TS. Nguyễn Thị Huệ đã

tận tình, tâm huyết hướng dẫn giúp tôi hoàn thành luận văn này.

Tôi xin chân thành cám ơn Viện Khoa học Công nghệ & Quản lý Môi

trường, Trường Đại Học Công nghiệp Tp HCM luôn giúp đỡ và động viên tôi trong

suốt quá trình học tập và nghiên cứu.

Tôi xin chân thành cảm ơn các Thầy cô, Nhà khoa học đã góp ý, phản biện

và đánh giá để luận văn có thể hoàn thành.

Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới gia đình và bạn bè đã luôn

động viên, khuyến khích, tạo điều kiện cho tôi trong suốt thời gian qua.

Tp Hồ Chí Minh, Ngày 25 Tháng 12 Năm 2020

Nguyễn Văn Phương

iii

Danh mục các ký hiệu, các chữ viết tắt

Tiếng Việt

Tiếng Anh

Chữ viết tắt

ASTM

ASV AVS BOD BTNMT Cf COD DOC

EC10

EC50

EF EL ERL ERM

FSANZ

IC50

Hiệp hội Thử nghiệm và Vật liệu Hoa Kỳ Giá trị bão hòa không khí Axit sulfur dễ bay hơi Nhu cầu ô xy sinh học Bộ Tài Nguyên và Môi trường Chỉ số ô nhiễm Nhu cầu ô xy hóa học Cacbon hữu cơ hòa tan Nồng độ ảnh hưởng 10% sinh vật thử nghiệm Nồng độ ảnh hưởng 50% sinh vật thử nghiệm Chỉ số làm giàu Dung dịch rửa giải hay dịch lắng Khoảng ảnh hưởng thấp Khoảng ảnh hưởng trung bình Tiêu chuẩn an toàn thực phẩm Australia - Zealand Nồng độ ức chế 50% sinh vật thử nghiệm Chỉ số tích lũy địa hóa

Igeo

Tổ chức Quốc tế về Tiêu chuẩn hoá

ISO

ISQG - EPA s KH&CN

LC50

LOEC

MEC MEI

NOAA

The American Society for Testing and Materials The air saturation value Volatile sulfur acid Biochemical oxygen demand Contamination Factor Chemical oxygen demand Dissolved organic carbon Effects concentration 10% of test organisms Effect concentration on 50% of test organisms Enrichment Factor Elutriates, Effects Range Low Effects Range Median Food Standards Australia-New Zealand Concentration inhibits 50% of test organisms The Geoaccumulation Index International Organization for Standardization Interim Marine Sediment Quality Guidelines Concentration killed 50% of test organisms The lowest observed effect concentration Midpoint effect concentration Multivariable Evaluation Index National Oceanic and Atmospheric Administration

No Observed Effect Concentration

NOEC

OECD

PAD

Hướng dẫn chất lượng trầm tích biển tạm thời Khoa Học và Công nghệ Nồng độ gây chết 50% sinh vật thử nghiệm Nồng độ ảnh hưởng thấp nhất quan sát được Nồng độ ảnh hưởng trung điểm Chỉ số đánh giá đa biến Cục Địa chất và Hải dương học Quốc gia Nồng độ ảnh hưởng không quan sát được Tổ chức Hợp tác và Phát triển Kinh tế % giá trị phát triển không bình thường Nồng độ ảnh hưởng có thể xảy ra Mức độ ảnh hưởng có thể xảy ra Chỉ số tải lượng ô nhiễm

Organization for Economic Cooperation and Development The percentage abnormal development values Probable effect concentration Probable effect levels Pollution Load Index

PEC PEL PLI

PND

% giá trị phát triển bình thường

The percentage normal development values Pore water

Nước lỗ rỗng QCVN 43-2017 Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia và chất lượng trầm tích Mã số đánh giá rủi ro Kim loại được trích đồng thời Huyền phù hữu cơ

Risk Assessment Code Simultaneously extracted metals Suspension organic material

Hướng dẫn chất lượng trầm tích

Sediment Quality Guideline

PW QCVN 43- 2017 RAC SEM SOM SQG - EPA TEC TOC Tp.HCM

Nồng độ ảnh hưởng ngưỡng Tổng Cacbon hữu cơ Thành phố Hồ Chí Minh

USEPA

Cơ quan Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ

Tổ chức sức khỏe Thế giới Toàn bộ trầm tích

The threshold effect concentration Total Organic Carbon content United States Environmental Protection Agency World Health Organization Whole sediment

WHO WS

Mục lục

Lời cam đoan .................................................................................................................... i

Lời cảm ơn ....................................................................................................................... i

Danh mục các ký hiệu, các chữ viết tắt ......................................................................... iii

Mục lục ............................................................................................................................. v

Danh mục bảng ............................................................................................................ viii

Danh mục các hình vẽ, đồ thị ........................................................................................ ix

Danh mục phụ lục .......................................................................................................... xi

MỞ ĐẦU .......................................................................................................................... 1

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN .......................................................................................... 5

1.1

Tổng quan về chất ô nhiễm Cu và Pb trong trầm tích cửa sông ........................ 5

Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông trên Thế giới và Việt Nam ..... 5

1.1.1

Các dạng kim loại nặng (Cu, Pb) trong trầm tích cửa sông ............................ 7

1.1.2

Các phương pháp đánh giá hàm lượng chất ô nhiễm Cu, Pb trong trầm tích

1.1.3

cửa sông 8

1.1.4 Một số tính chất và độc tính của đồng và chì đối với thủy sinh vật .............. 12

1.2

Các yếu tố ảnh hưởng lên quá trình giải phóng các kim loại nặng trong trầm

tích khu vực cửa sông. .................................................................................................. 15

1.2.1

Ảnh hưởng pH môi trường đến quá trình giải phóng kim loại nặng trong trầm

tích

1.2.2

Ảnh hưởng độ mặn môi trường đến quá trình giải phóng kim loại nặng trong

trầm tích 16

1.2.3

Các nghiên cứu ảnh hưởng pH, độ mặn lên trầm tích cửa sông trên Thế giới

và Việt Nam ............................................................................................................... 17

1.3

Phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn kim loại nặng

22

1.3.1

Các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích ......................................... 22

1.3.2

Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn kim loại nặng ............................. 24

1.3.3

Chuẩn bị dung dịch rửa giải trầm tích đã được thêm chuẩn kim loại nặng ... 26

1.3.4

Chuẩn bị hàu (Crassostrea gigas) cho thử nghiệm........................................ 28

1.3.5

Tổng quan các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn

kim loại nặng lên phôi và ấu trùng hàu ....................................................................... 30

1.4

Giới thiệu về cửa sông Sài gòn - Đồng Nai ....................................................... 34

1.4.1

Giới thiệu sông Sài gòn – Đồng Nai ............................................................ 34

1.4.2

Đặc điểm vùng cửa sông Thị Vải và Soài Rạp ............................................. 36

1.4.3

Hoạt động nuôi hàu vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai ............................. 37

CHƯƠNG 2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ............................... 39

2.1

Hóa chất, dụng cụ, thiết bị ................................................................................ 40

2.2

Phương pháp thu và xử lý mẫu trầm tích......................................................... 40

2.3

Phương pháp phân tích mẫu ............................................................................. 43

2.4

Thí nghiệm khảo sát pH và độ mặn lên quá trình giải phóng Cu và Pb trong

trầm tích ....................................................................................................................... 43

2.4.1

Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu và Pb trong

trầm tích 43

2.4.2

Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu và Pb

2.5

2.5.1

2.5.2

2.6

trong trầm tích ............................................................................................................ 44 Thí nghiệm khảo sát hấp phụ Cu2+ và Pb2+ của trầm tích cửa sông ................ 44 Xác định cân bằng hấp phụ Cu2+ và Pb2+ lên trầm tích ................................. 44 Xác định động học hấp phụ Cu2+ và Pb2+ lên trầm tích ................................ 45 Thí nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+ lên phôi hàu .. 45 Chuẩn bị dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+ ......... 45

2.6.1

2.6.2

2.6.3

Chuẩn bị sinh vật thử nghiệm ...................................................................... 46 Thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+ ........................ 46

2.7

Phân tích dữ liệu thí nghiệm ............................................................................. 48

2.7.1

2.7.2

Tính toán các chỉ số đánh giá theo phương pháp tiếp cận nền ...................... 48 Tính toán lượng Cu2+ và Pb2+ giải phóng khỏi trầm tích do pH và độ mặn ... 49

2.7.3

Tính toán cân bằng hấp phụ ......................................................................... 50

2.7.4

Tính toán động học hấp phụ ........................................................................ 50

2.7.5

Tính EC50 .................................................................................................... 51

2.7.6

Xử lý số liệu ............................................................................................... 51

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ............................................................... 53

3.1

Đánh giá hàm lượng (Cu, Pb) trong trầm tích tại các cửa sông Sài Gòn – Đồng

Nai. 53

3.1.1

Đánh giá hàm lượng (Cu và Pb) trong trầm tích tại cửa sông Soài Rạp ....... 53

3.1.2

Đánh giá hàm lượng(Cu và Pb) trong trầm tích tại cửa sông Thị Vải .......... 62

3.1.3

So sánh hiện trạng Hàm lượng Cu và Pb của hai vùng cửa sông .................. 69

3.2

Khảo sát ảnh hưởng pH và độ mặn lên quá trình giải phóng (Cu, Pb) trong

trầm tích cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. ..................................................................... 72

3.2.1

Ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu, Pb khỏi trầm tích ..................... 72

3.2.2

Ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu, Pb khỏi trầm tích .............. 82

vii

3.3

Đánh giá khả năng hấp phụ (Cu2+, Pb2+) của trầm tích cửa sông Sài Gòn –

Đồng Nai ....................................................................................................................... 89

3.3.1

3.3.2

3.3.3

Xác định đặc tính hóa lý mẫu trầm tích tham chiếu ..................................... 89 Cân bằng và động học quá trình hấp phụ Cu2+ lên trầm tích ........................ 90 Cân bằng và động học quá trình hấp phụ Pb2+ lên trầm tích ......................... 94

3.4 Xác định độc tính của trầm tích cửa sông Soài Rạp được thêm chuẩn (Cu2+, Pb2+) đến phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas ........................................................... 99

3.4.1

Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+ và dung dịch rửa giải

cho thử nghiệm độc tính ............................................................................................. 99

3.4.2

Thử nghiệm độc tính dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ lên

của phôi, ấu trùng hàu............................................................................................... 102

Kết quả thử nghiệm độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm

3.4.3 chuẩn Pb2+ lên phôi, ấu trùng hàu ............................................................................. 106

KẾT LUẬN – KIẾN NGHỊ ......................................................................................... 113

Kết luận ................................................................................................................... 113

Kiến nghị .................................................................................................................. 113

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ .................................................... 115

TÀI LIỆU THAM KHẢO ........................................................................................... 116

PHỤ LỤC ..................................................................................................................... 136

viii

Bảng 1.1 Hàm lượng kim loại Cu, Pb trong trầm tích từ vịnh, sông, hồ và cửa sông trên

Thế giới ............................................................................................................................. 5

Bảng 1.2 Hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích từ vịnh, sông, hồ và cửa sông ở Việt Nam ..... 6

Bảng 1.3 Giá trị giới hạn của các thông số trong trầm tích .................................................. 9

Bảng 1.4 Giá trị nền địa hóa: Hàm lượng kim loại trầm tích cửa sông (mg/kg) ................. 10

Bảng 1.5 Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI) và mức độ ô nhiễm ........................................... 10

Bảng 1.6 Chỉ số tích lũy địa hóa Igeo và mức độ ô nhiễm .................................................. 11

Bảng 1.7 Các phương pháp thử nghiệm độc tính trên phôi, ấu trùng hàu .......................... 23

Bảng 1.8 Một số phương pháp kiểm tra độc tính trầm tích biển đã thực hiện .................... 24

Bảng 1.9 Các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích trên phôi, ấu trùng hàu ............ 30

Bảng 1.10 Phát triển phôi hàu Crassostrea gigas bình thường ........................................... 32

Bảng 1.11 Hệ thống sông Sài gòn – Đồng Nai .................................................................. 34

Bảng 1.12 Vị trí một số KCN - Cảng bố trí trên cửa sông Soài Rạp ................................. 37

Bảng 3.1 Các vị trí thu mẫu trầm tích ở cửa sông Soài Rạp .............................................. 54

Bảng 3.2 Kết quả TOC, pH, và độ mặn của trầm tích cửa sông Soài Rạp ......................... 55

Bảng 3.3 Hàm lượng Cu, Pb và Al trong trầm tích cửa sông Soài Rạp .............................. 58

Bảng 3.4 Tổng hợp các chỉ số EF, Igeo và PLI của Cu và Pb cửa sông Soài Rạp ................ 60

Bảng 3.5 Vị trí các điểm thu mẫu trầm tích vùng cửa sông Thị Vải .................................. 62

Bảng 3.6 Kết quả phân tích TOC, pH, độ mặn và chất ô nhiễm trong trầm tích cửa sông

Thị Vải ............................................................................................................................ 63

Bảng 3.7 Tổng hợp các chỉ số EF, Igeo, Cf và PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải ... 66

Bảng 3.8 Hàm lượng Cu, Pb và Al trong trầm tích cửa sông Thị Vải ................................ 66

Bảng 3.9 Giá trị trung bình của pH, độ mặn, TOC, Cu và Pb trong trầm tích của cửa sông

Soài Rạp .......................................................................................................................... 90 Bảng 3.10 Thông số cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích ................................................ 92 Bảng 3.11 Thông số động học hấp phụ Cu2+ lên trầm tích ................................................ 94 Bảng 3.12 Thông số cân bằng hấp phụ Pb2+ trên trầm tích ................................................ 96 Bảng 3.13 Thông số động học hấp phụ Pb2+ trên trầm tích ............................................... 98

Bảng 3.14 Kết quả tính toán EC50 (mg/L) của độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn Cu2+.................................................................................................... 105

Bảng 3.15 Kết quả tính toán EC50 (mg/L) của độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ .................................................................................................... 109

Danh mục bảng

Hình 1.1 Quá trình phát triển của phôi hàu Crassostrea gigas ........................................... 31

Hình 1.2 Quá trình phát triển của ấu trùng sau 24 giờ ....................................................... 33

Hình 1.3 Mô phỏng vị trí các cửa sông, sông Sài Gòn – Đồng Nai ................................... 35

Hình 2.1 Sơ đồ tổng thể nghiên cứu của Luận Án ............................................................ 39

Hình 2.2 mô phỏng các vị trí lẫy mẫu tại vùng cửa sông Soài Rạp .................................... 42

Hình 2.3 Mô phỏng các vị trí lẫy mẫu tại vùng cửa sông Thị Vải ..................................... 42

Hình 3.1 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp .................................... 56

Hình 3.2 Biểu đồ chỉ số làm giàu EF của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp .................... 59

Hình 3.3 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp ................................ 60

Hình 3.4 Biểu đồ chỉ số PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp ................................. 61

Hình 3.5 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Thị Vải với các quy chuẩn ......... 65

Hình 3.6 Biểu đồ chỉ số làm giàu EF của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải ...................... 67

Hình 3.7 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải .................................. 67

Hình 3.8 Biểu đồ chỉ số PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải ................................... 68

Hình 3.9 Biểu đồ so sánh các chỉ tiêu trong trầm tích cửa sông Soài Rạp và Thị Vải ........ 70

Hình 3.10 Biểu đồ chỉ số EF của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải ............... 70

Hình 3.11 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải ............... 71

Hình 3.12 Biểu đồ PLI của Cu, Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải ............................ 71

Hình 3.13 Hàm lượng Cu giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo pH ................................ 73

Hình 3.14 Tỉ lệ % Cu giải phóng khỏi trầm tích theo pH .................................................. 74

Hình 3.15 Hàm lượng mg/L Cu giải phóng trung bình theo pH ........................................ 74

Hình 3.16 Tỉ lệ % Cu giải phóng trung bình theo pH ........................................................ 76

Hình 3.17 Hàm lượng Pb giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo pH ................................ 77

Hình 3.18 Tỉ lệ % Pb giải phóng khỏi trầm tích theo pH .................................................. 77

Hình 3.19 Biểu đồ biểu diễn hàm lượng Pb (mg/L) giải phóng trung bình theo pH ........... 78

Hình 3.20 Biểu đồ biểu diễn Pb (%) giải phóng trung bình theo pH................................. 78

Hình 3.21 Hệ số phân bố Kd (L/kg) của Cu và Pb theo pH ............................................... 80

Hình 3.22 Hàm lượng mg/L Cu và Pb giải phóng trung bình theo pH ............................... 81

Hình 3.23 Hàm lượng Cu giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo độ mặn ‰ .................... 82

Hình 3.24 Tỉ lệ % Cu giải phóng khỏi trầm tích theo độ mặn ‰ ...................................... 83

Hình 3.25 Hàm lượng Cu giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn ‰ .......................... 84

Hình 3.26 Tỉ lệ (%) trung bình Cu giải phóng theo độ mặn .............................................. 84

Danh mục các hình vẽ, đồ thị

Hình 3.27 Hàm lượng Pb giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn ‰ ........................... 85

Hình 3.28 Tỷ lệ Pb (%) giải phóng trung bình theo độ mặn ............................................. 86

Hình 3.29 Kd (L/kg) trung bình Cu và Pb theo độ mặn ..................................................... 87

Hình 3.30 Hàm lượng Cu và Pb giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn ..................... 88 Hình 3.31 Mối quan hệ giữa dung lượng hấp phụ q (mg/g) và C0 (mg/L) của Cu2+ ........... 90 Hình 3.32 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích theo Langmuir ......................... 91 Hình 3.33 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích theo Freundlich ....................... 91 Hình 3.34 Biểu diễn dung lượng hấp phụ Cu2+ (mg/g) thời gian (giờ) .............................. 93 Hình 3.35 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 1 của Cu2+ lên trầm tích ............. 93 Hình 3.36 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 2 của Cu2+ lên trầm tích ............. 94 Hình 3.37 Biểu diễn dung lượng hấp phụ q(mg/g) của Pb2+ với nồng độ ban đầu C0 (mg/L)

........................................................................................................................................ 95 Hình 3.38 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích theo Langmuir ......................... 96 Hình 3.39 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích theo Freundlich ........................ 96 Hình 3.40 Biểu diễn dung lượng hấp phụ Pb2+ (mg/g) thời gian (giờ) ............................... 97 Hình 3.41 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 1 của Pb2+ lên trầm tích .............. 98 Hình 3.42 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 2 của Pb2+ lên trầm tích .............. 98 Hình 3.43 Biểu diễn dung lượng hấp phụ của trầm tích theo nồng độ đầu của Cu2+ .......... 99 Hình 3.44 Biểu diễn nồng độ Cu2+ trong dung dịch rửa giải ........................................... 100 Hình 3.45 Biểu diễn dung lượng hấp phụ của trầm tích theo nồng độ đầu của Pb2+......... 101

Hình 3.47 Biểu diễn nồng độ Pb trong dung dịch rửa giải .............................................. 101

Hình 3.47 Tỉ lệ % không thụ tinh khi tinh trùng phơi nhiễm Cu của dung dịch rửa giải .. 102

Hình 3.48 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng phơi nhiễm Cu trong dung dịch rửa giải ...... 103

Hình 3.49 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng và tinh trùng cùng phơi nhiễm Cu trong dung

dịch rửa giải ................................................................................................................... 103

Hình 3.50 Tỉ lệ % không phát triển của ấu trùng hàu khi phơi nhiễm Cu dung dịch rửa giải

...................................................................................................................................... 104

Hình 3.51 Biểu diễn giá trị EC50 của Cu trong dung dịch rửa giải lên thụ tinh và phát triển

hàu ................................................................................................................................. 105

Hình 3.52 Tỉ lệ % không thụ tinh khi tinh trùng phơi nhiễm Pb của dung dịch rửa giải .. 106

Hình 3.53 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng phơi nhiễm Pb của dung dịch rửa giải ......... 107

Hình 3.54 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng và tinh trùng cùng phơi nhiễm Pb của dung

dịch rửa giải ................................................................................................................... 107

Hình 3.55 Tỉ lệ % không phát triển của ấu trùng hàu khi phơi nhiễm Pb trong dung dịch

rửa giải .......................................................................................................................... 108 Hình 3.56 Biểu đồ biểu diễn giá trị EC50 của trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ lên phôi, ấu

trùng hàu ........................................................................................................................ 108 Hình 3.57 So sánh độc tính dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+ . 110 Hình 3.58 So sánh độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+ .............................. 110

PL Hình ảnh 1. Hệ sinh thái dọc theo sông Soài Rạp ...................................................... 136

PL Hình ảnh 2. Vị trí nuôi Hàu ở sông Soài Rạp ............................................................ 136

PL Hình ảnh 3. Thu mẫu trầm tích tại vị trí cửa sông Soài Rạp ...................................... 136

PL Hình ảnh 4. Khảo sát ảnh hưởng pH đến quá trình giải phóng Cu, Pb trong trầm tích 137

PL Hình ảnh 5. Tách vỏ Hàu và lọc bộ phận sinh dục hàu .............................................. 137

PL Hình ảnh 6. Hút dung dịch đã thụ tinh trong độc chất ra well .................................... 137

PL Hình ảnh 7. Trứng, tinh trùng sử dụng cho thử nghiệm độc chất ............................... 138

PL Hình ảnh 8. Tinh trùng bám vào trứng ...................................................................... 138

PL Hình ảnh 9. Sự phân chia tế bào sau 2 giờ thụ tinh .................................................... 139

PL Hình ảnh 10. Thụ tinh không thành công vì không có sự phân chia tế bào hay phân rã

...................................................................................................................................... 139

PL Hình ảnh 11. Ấu trùng hình chữ D và biến dị khi tiếp xúc với Cu ............................. 139

PL Hình ảnh 12. Phôi chết sau 24h khi tiếp xúc với độc chất Cu .................................... 140

PL Hình ảnh 13. Ấu trùng hình chữ D và biến dị khi tiếp xúc với Pb .............................. 140

PL Hình ảnh 14. Phôi bị phân hủy khi tiếp xúc với Pb .................................................... 140

PL Bảng 1. Ảnh hưởng của độ mặn lên % Cu giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

...................................................................................................................................... 141

PL Bảng 2. Ảnh hưởng của độ mặn lên % Pb giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

...................................................................................................................................... 142

PL Bảng 3. Ảnh hưởng của pH lên % Cu giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp .. 143

PL Bảng 4. Ảnh hưởng của pH lên % Pb giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp .. 144 PL Bảng 5. Cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích ........................................................... 145 PL Bảng 6. Cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích ............................................................ 145 PL Bảng 7. Động học hấp phụ Cu2+ lên trầm tích ........................................................... 146 PL Bảng 8. Động học hấp phụ Pb2+ lên trầm tích ........................................................... 146

Danh mục phụ lục

MỞ ĐẦU

Các kim loại nặng và các hợp chất của chúng tác động gây hại lên người và

thủy sinh vật. Các kim loại nặng (như Cd, Cu, Pb, Hg, Zn) đều có thể gây độc ở

nồng độ thấp, mặc dù một số trong chúng như đồng, kẽm rất cần thiết cho sự trao

đổi chất bình thường [1]. Ô nhiễm trầm tích tại các khu vực cửa sông, cửa biển là

một vấn đề lớn về môi trường do các tác dụng độc hại tiềm năng của nó. Các kim

loại nặng từ các nguồn thải (tự nhiên hay nhân tạo) thông qua hệ thống sông lắng

đọng dưới dạng trầm tích, Hàm lượng lâu dài dưới đáy sông, tích tụ tại các cửa

sông, bãi bồi [2,3,4]. Vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai cho thấy hàm lượng Cd

rất nhỏ 0,1 mg/kg hay không phát hiện trong khi Cu, Pb cao hơn [3,5]. Crom chủ

yếu tồn tại ở dạng Cr (III) không được coi là mối nguy hại cho sức khỏe [6]. Do đó

xem xét hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích sông Sài Gòn – Đồng Nai là có cơ sở.

Quá trình giải phóng kim loại nặng trong trầm tích quyết định tính khả dụng

sinh học của chúng lại phụ thuộc vào nhiều yếu tố môi trường như pH, độ mặn, hàm

lượng ôxy, nhiệt độ, tốc độ dòng chảy [7,8]. Các sự cố hóa học đã làm thay đổi pH

môi trường và tác động đến các dạng kim loại nặng trong trầm tích [9,10,11]. Một

số sự cố do axit ở Việt Nam đã xảy ra như sự cố ngày 28-7-2006 ở Tp HCM [12] và

ngày 18-11-2018, ở sông Đồng Nai [13]. Thay đổi pH có thể diễn ra trong điều kiện

cục bộ và ngắn hạn, nhưng các tác động có thể không hồi phục nhanh chóng [14].

Hạn hán, xâm nhập mặn, phá rừng, phát triển nuôi tôm ven các cửa sông cũng góp

phần làm tăng độ mặn trong nước ở các dòng sông. Khi độ mặn tăng thì hàm lượng

kim loại nặng có trong trầm tích tăng [15]. Tuy nhiên, theo nghiên cứu của Laing và

cộng sự, thì ngược lại cho các nguyên tố Cu [7]. Hơn nữa, trong các năm qua như

2016 hay 2019 vào mùa khô xâm nhập mặn đã tiến sâu về thượng nguồn sông Sài

Gòn – Đồng Nai tác động đến trầm tích sông. Do đó các nghiên cứu về ảnh hưởng

độ mặn và pH lên trầm tích là cần thiết.

Các thử nghiệm sinh học là một công cụ cần thiết cho việc đánh giá chất

lượng môi trường trầm tích. Thử nghiệm sinh học trên trầm tích kết hợp chất ô

nhiễm sẽ dự báo chất lượng sinh học của khu vực nghiên cứu vì khi xảy ra thì hậu

quả là không thể đảo ngược đối với các sinh vật sống [16]. Khả năng hấp phụ của

trầm tích là một thông số quan trọng, nếu lượng bổ sung cho kết hợp vượt quá, kim

loại sẽ liên kết với bề mặt trầm tích bởi các quá trình khác với quá trình hấp phụ và

do đó, có thể được giải phóng theo một cơ chế khác và với tốc độ khác nhau so với

kim loại bị hấp phụ [17]. Do đó, các đặc tính hấp phụ của trầm tích phải được khảo

sát trước nhằm tạo ra mẫu trầm tích kết hợp có các đặc tính trầm tích giống với trầm

tích bị ô nhiễm tự nhiên [18].

Hàu (Crassostrea gigas) loài đang được nuôi phổ biến tại vùng cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai, có thể dễ dàng được thu cho thử nghiệm trong phòng thí nghiệm.

Giai đoạn thụ tinh và đầu đời của sinh vật 2 mảnh vỏ trong đó có hàu (Crassostrea

gigas) nhạy cảm hơn với các tác nhân ô nhiễm, do đó giai đoạn này thường đã được

dùng để thử nghiệm đánh giá độc tính sinh học như một phương pháp [19,20]. Do

đó, lựa chọn giống hàu này là phù hợp, mang tính đại diện cao.

Các nghiên cứu về những quá trình di động kim loại nặng Cu, Pb trong trầm

tích vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai do tác động pH, độ mặn cũng như các ảnh

hưởng lên phôi, ấu trùng hàu (Crassostrea gigas) còn rất thiếu thông tin. Do đó, đề

tài “ Đánh giá hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích tại cửa sông Sài Gòn- Đồng

Nai dưới tác động của pH, độ mặn và ảnh hưởng của chúng lên phôi, ấu trùng

hàu Crassostrea gigas” được thực hiện.

Mục tiêu của đề tài: “Đánh giá rủi ro tiềm ẩn của hàm lượng Cu, Pb trong

trầm tích lên phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas tại vùng cửa sông Sài Gòn –

Đồng Nai”.

Để đạt được mục tiêu của nghiên cứu đề tài đã thực hiện các nội dung sau:

1. Đánh giá hàm lượng chất ô nhiễm kim loại nặng (Cu, Pb) trong trầm tích tại các

cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

2. Khảo sát ảnh hưởng các yếu tố môi trường (pH và độ mặn) lên quá trình giải

phóng các kim loại nặng (Cu, Pb) trong trầm tích cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. 3. Đánh giá khả năng hấp phụ (Cu2+, Pb2+) của trầm tích cửa sông Sài Gòn – Đồng

Nai.

4. Nghiên cứu độc tính trầm tích cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai được thêm chuẩn

(Cu2+, Pb2+) đến phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas.

Đối tượng nghiên cứu:

 Mẫu trầm tích mặt

 Kim loại Cu, Pb tổng Hàm lượng trong trầm tích

 Phôi và ấu trùng hàu (Crassostrea gigas)

Phạm vi nghiên cứu:

Hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai có 4 cửa sông chính: Thị Vải, Đồng

Trang, Lòng Tàu và Soài Rạp trong đó Lòng Tàu hẹp nhưng sâu, lại ít bồi lắng nên

thuận tiện giao thông đường thủy hơn là nuôi trồng thủy sản, Đồng Tranh ngắn

được tách ra từ sông Thị Vải, tầm ảnh hưởng trong nuôi trồng thủy sản thấp. Mẫu

trầm tích tại 2 cửa sông của sông Sài Gòn - Đồng Nai là Thị Vải và Soài Rạp được

lựa chọn trong nghiên cứu. Do đặc thù vùng cửa sông Thị Vải và Soài Rạp tiếp giáp

rừng ngập mặn Cần giờ rất thích hợp nuôi trồng thủy sản và bảo tồn đa dạng sinh

học.

Thời gian thu mẫu vào mùa khô:

 Đợt 1 tháng 2/2017 (cửa sông Soài Rạp)

 Đợt 2 tháng 3/2017 (cửa sông Thị Vải)

 Đợt 3 tháng 4/2017 (cửa sông Soài Rạp)

Mùa khô được lựa chọn lấy mẫu cho nghiên cứu là do khoảng thời gian này

hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích ven biển thường cao hơn so với mùa mưa

[21], kết quả tương tự cũng được khẳng định trong nghiên cứu của Duncan và cộng

sự, cho rằng do lưu lượng dòng chảy thấp trong mùa khô hỗ trợ quá trình tạo lắng

đọng và tích tụ [22].

Ý nghĩa khoa học

 Kết quả nghiên cứu góp phần hoàn thiện hơn cách tiếp cận đánh giá rủi ro

môi trường do Hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích.

 Kết quả nghiên cứu là cơ sở dự báo đánh giá rủi ro ô nhiễm Cu, Pb trong

trầm tích vùng cửa sông lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương.

Ý nghĩa thực tiễn

Kết quả luận án sẽ giúp cho các quản lý kinh tế và môi trường trên lưu vực

sông nhận diện rủi ro và ngay từ bây giờ phải có những giải pháp nhằm phòng

ngừa, giảm thiểu những tác động bất lợi cho nguồn lợi thủy sản vùng cửa sông.

Những đóng góp mới của Luận án và Khoa học và Công nghệ:

1. Đánh giá được hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích tại cửa sông Sài Gòn- Đồng

Nai dưới tác động của độ mặn, pH.

2. Đánh giá được ảnh hưởng của Cu, Pb trong trầm tích tại cửa sông Sài Gòn-

Đồng Nai lên phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas.

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1 Tổng quan về chất ô nhiễm Cu và Pb trong trầm tích cửa sông

1.1.1 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông trên Thế giới và Việt Nam

1.1.1.1 Hàm lượng chất ô nhiễm Cu, Pb trong trầm tích cửa sông trên Thế giới

Kết quả các nghiên cứu trên Thế giới cũng đã cho thấy ô nhiễm kim loại

nặng trong trầm tích sông và cửa sông là đáng quan ngại, đặc biệt là Cu và Pb

(Bảng 1.1). Mức độ dao động rất lớn 4,5 mg/kg ở Vịnh Giao Châu, Thanh Đảo,

Trung Quốc và 346 mg/kg ở Sông Buriganga, Bangladesh cho đồng và tương ứng

cho chì là 8,2 – 105,6 mg/kg. Trong cùng một con sông hay cùng một quốc gia cũng

Bảng 1.1 Hàm lượng kim loại Cu, Pb trong trầm tích từ vịnh, sông, hồ và cửa sông trên

Thế giới

có mức độ ô nhiễm Cu, Pb khác nhau.

Tên sông

Cu (mg/kg)

Pb (mg/kg) Nguồn trích dẫn

Cửa sông Trường Giang, Trung

20,3-30,2

19,4-28,9

[23]

quốc

Vịnh Giao Châu, Thanh Đảo,

23,6

20,2

[24]

Trung Quốc

4,5 -148,7

8,2-65,8

Cửa sông Hoàng Hà, Trung quốc

14,7-21,9

11,6-18,2

[23]

Hạ lưu sông Tsurumi,

133,0

40,8

[25]

Yokohama, Nhật Bản

Sông Hàn ở Hàn quốc

7,64-139

14,2-96,6

[26]

Sông Karnaphuli, Bangladesh

46,09– 112,43

21,98– 73,42

[27]

Sông Kochin, Ấn độ

29,48 ± 4,37

[28]

Sông Buriganga, Bangladesh

70-346

60,3-105,6

[29]

1.1.1.2 Hàm lượng chất ô nhiễm Cu, Pb trong trầm tích cửa sông ở Việt Nam

Kim loại nặng Cu, Pb được xem như là chất gây ô nhiễm độc hại nghiêm

trọng và có nhiều tài liệu nghiên cứu liên quan minh chứng sự tích lũy của chúng

trong trầm tích ở Việt Nam, (Bảng 1.2).

Kết quả thu thập từ các nghiên cứu trước đó cho thấy trầm tích một số vùng

sông và cửa sông Việt Nam vượt quy chuẩnViệt Nam QCVN 43-2017 (QCVN 43-

2017 Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia và chất lượng trầm tích) và SQG - EPA (Bảng

1.2). Cụ thể, cho thấy ô nhiễm Cu một số vị trí trên sông Tô Lịch và sông Nhuệ theo

nghiên cứu của Hương và cộng sự đã vượt quy chuẩn Việt Nam [30], khi so sánh

với SQG - EPA thì hầu hết đều vượt ngưỡng an toàn cho môi trường nước. Đối với

Pb thì hầu hết các khu vực ở phía Bắc đều vượt ngưỡng cho phép của quy chuẩn

Việt Nam và SQG - EPA.

Các kết quả về hàm lượng Cu, Pb cũng dao động lớn ở các con sông, ở trong

cùng một con sông, Bảng 1.2. Đặc biệt vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai có các

nghiên cứu trên sông Thị Vải cũng rất khác nhau dao động 12,1-98,4 mg/kg cho Cu,

Bảng 1.2 Hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích từ vịnh, sông, hồ và cửa sông ở Việt Nam

2,02-12,03 mg/kg cho Pb [31], tương tự như trên sông Sài Gòn.

Tên sông

Cu (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Nguồn trích dẫn

Cửa sông Cái và vịnh Nha Trang

12,1 -26,9

35,1-61,6

[32]

Sông Thị Vải

12,1-98,4

2,02-12,03

[31]

Sông Thị Vải và rừng ngập mặn

16,5 – 48,5

7 -25

[3]

Cần Giờ

11,9-25,1

2,59-28,6

[5]

Sông Nhà Bè

14,3-58,8

3,31-63,1

[5]

Sông Sài Gòn

32,0

27,4

[33]

Sông Sài Gòn

Sông Hồng, sông Nhuệ và sông

37-309

43-361

[34]

Tô lịch

Sông Tô lịch và sông Kim Ngưu

220-475

260-665

[30]

35,1-210,4

33,2-155,5

[35]

Sông Tô lịch

28,4 – 38,5

3,8

[36]

Sông Mê kong

124

[37]

Hồ Tây

65,0

132,0

[38]

Khu Ba Chẽ

57,0

49,0

[38]

Khu Hà Cối

[39]

Sông Hồng

187±9

[40]

Cửa sông Ba Lạt, sông Hồng

323±13

Cửa sông Cầu

108

112

QCVN 43-2017

[42]

SQG - EPA , EPA

113,20 - [41]. 20,22 - 77,34 203,91

1.1.2 Các dạng kim loại nặng (Cu, Pb) trong trầm tích cửa sông

Các quá trình lắng đọng trong các cửa sông, có thể giảm bớt một số tác động

xấu của ô nhiễm kim loại nặng lên hệ sinh thái cửa sông và biển. Khi kim loại được

thải vào dòng nước đục của cửa sông chúng có thể nhanh chóng gắn lên bề mặt của

các hạt trầm tích mịn. Khi các hạt trầm tích lắng đọng vào các bãi bồi ngập triều,

các kim loại đang dần bị chôn vùi. Trong rất nhiều cửa sông giáp biển, người ta ước

tính rằng khoảng một nửa trong số các kim loại vào các cửa sông bị giữ lại trong

các trầm tích cửa sông và chỉ có một số ít hơn thải ra biển [43].

Những nguyên tố kim loại trong trầm tích chủ yếu tồn tại dưới các dạng hòa

tan và trao đổi (F1), liên kết carbonat (F2), cộng kết với oxit Fe-Mn (F3), liên kết

các chất hữu cơ (F4) và cặn kim loại còn lại khác (F5) [44]. Thứ tự khả dụng sinh

học giảm dần của các kim loại nặng trong trầm tích có thể dựa trên các phân đoạn

kim loại (F1> F2> F3> F4> F5). Thông thường, các phần trao đổi của các kim loại

có thể được sử dụng để đánh giá mức độ khả dụng sinh học môi trường của các

thành phần trầm tích. Kết cấu trầm tích, thành phần khoáng chất và sự vận chuyển

vật lý-hóa học môi trường nước là những yếu tố ảnh hưởng đến sự phân bố và tích

lũy kim loại nặng trong trầm tích. Như vậy, sự tích lũy kim loại nặng trong trầm

tích phụ thuộc vào các tính chất địa hóa của các trầm tích và điều kiện môi trường

[44]. Ví dụ, các chất hữu cơ trong trầm tích đã được công nhận là một thành phần

quan trọng trong việc lưu giữ các kim loại nặng. Quá trình phân hủy các chất hữu

cơ tạo ra các phối tử hữu cơ hòa tan (carbon hữu cơ hòa tan, DOC) có thể thay đổi

dạng kim loại trong dung dịch làm ảnh hưởng đến tính hấp phụ, di động, độc tính và

khả dụng sinh học của kim loại [45,46]. Các yếu tố như kích cỡ hạt trầm tích, hàm

lượng sét, hàm lượng hữu cơ có trong trầm tích sẽ có những tác động đến quá trình

tích lũy kim loại nặng trong trầm tích. Trong đó hàm lượng sét và hàm lượng chất

hữu cơ cũng bị ảnh hưởng bởi các thông số môi trường như pH, độ điện ly, độ mặn,

thế ô xy hóa (do triều cường ngập hay bán ngập), cũng như hoạt động của vi sinh

vật trong môi trường trầm tích [47,48,7].

1.1.3 Các phương pháp đánh giá hàm lượng chất ô nhiễm Cu, Pb trong trầm

tích cửa sông

Các chất lơ lửng cung cấp cho các cửa sông từ các dòng sông và từ các

nguồn khác nhau như xói mòn của trầm tích lắng đọng trước đó, từ dòng nước chảy

tràn, từ các nhà máy xử lý chất thải, từ sản xuất công nghiệp và từ không khí, sau đó

lắng đọng hình thành trầm tích [49]. Trầm tích các cửa sông thường là nơi tiếp nhận

các nguồn thải khác nhau sẽ ảnh hưởng đến các dạng kim loại và có thể gây ra sốc

môi trường nước [50]. Sự có mặt hoặc xuất hiện của kim loại nặng Cu, Pb trong

trầm tích đòi hỏi phải có đánh giá rủi ro thích hợp lên các hệ sinh thái trầm tích.

Hầu hết các tiêu chuẩn về môi trường hiện tại và về ngưỡng an toàn cho trầm tích

vẫn dựa trên giá trị đo tổng hàm lượng kim loại. Tổng hàm lượng đơn lẻ không cho

phép đánh giá rủi ro môi trường ngắn hạn bởi vì sẽ không phản ánh tính linh động,

phản ứng hoặc khả dụng sinh học của kim loại nặng độc hại tiềm ẩn [51].

Hiện nay, trên thế giới có rất nhiều phương pháp có thể được sử dụng để

đánh giá chất ô nhiễm kim loại nặng hoặc các rủi ro sinh thái trong môi trường trầm

tích. Nguyên tắc của các phương pháp là khác nhau, một số dựa vào tổng lượng của

các kim loại nặng trong trầm tích, một số thì dựa vào dạng hóa học của chúng và

một số thì dựa vào mối quan hệ giữa hàm lượng các kim loại nặng trong mẫu trầm

tích so với hàm lượng nền.

1.1.3.1 Đánh giá theo quy chuẩn Việt Nam và hướng dẫn chất lượng trầm tích

SQG - EPA:

Quy chuẩn Việt Nam và hướng dẫn chất lượng trầm tích (SQG – EPA) đã

được sử dụng để xác định ngưỡng nồng độ của kim loại nặng có khả năng làm tăng

độc tính sinh học và tác dụng sinh học bất lợi khác trong trầm tích. Nhiều quốc gia

đã sử dụng SQG - EPA để hỗ trợ trong việc quản lý môi trường trầm tích bị ô

nhiễm và xác định các khu vực có các cộng đồng sinh vật có thể bị ảnh hưởng do ô

nhiễm kim loại nặng như Pb và Cu (Bảng 1.3). Các phương pháp này chủ yếu dựa

vào tổng hàm lượng các kim loại nặng có trong trầm tích. Trong trường hợp, hàm

lượng của kim loại nặng trong trầm tích thấp hơn với giá trị hàm lượng ảnh hưởng

ngưỡng (TEC) tương ứng, điều này chứng minh hàm lượng kim loại nặng trong

trầm tích không ảnh hưởng tới sinh vật. Trong khi đó, nếu cao hơn giá trị hàm

lượng ảnh hưởng có thể xảy ra (PEC). Hơn nữa, nếu hàm lượng nằm ở giữa, tác

Bảng 1.3 Giá trị giới hạn của các thông số trong trầm tích

dụng sinh học bất lợi tiềm ẩn có thể xảy ra [52].

Trầm tích nước mặn theo QCVN 43

Trầm tích theo SQG - EPA

: 2017/BTNMT

Kim loại

[42]

Giá trị giới hạn

TEC

MEC

PEC

Cu mg/kg

108

132

Pb mg/kg

112

130

Ưu điểm chính của các phương pháp này là đơn giản, chỉ dựa trên các phép

đo nên có thể được thực hiện dễ dàng ở hầu hết các phòng thí nghiệm phân tích, sau

đó so sánh kết quả trong các hướng dẫn. Tuy nhiên, quy chuẩn và SQG - EPA vẫn

còn một số hạn chế trong việc dự báo ngưỡng độc tính thay đổi với nhiều loại trầm

tích khác nhau và các loài thử nghiệm khác nhau và chỉ thu thập dữ liệu ảnh hưởng

cấp tính hơn là hiệu ứng mãn tính. Mặc dù, hiệu ứng mãn tính là nhạy cảm hơn và

thích hợp hơn cho việc dự đoán những rủi ro do trầm tích bị ô nhiễm. Ngoài ra, việc

thiết lập các ngưỡng hiệu ứng trong nước và trầm tích chỉ dành cho động vật không

xương sống ở đáy có thể là chưa đầy đủ [44]. Như vậy, kết quả phân tích trầm tích

không thể đại diện cho mức độ nhiễm độc, chúng chỉ có thể được sử dụng trên cơ sở

bán định lượng trong nghiên cứu so sánh để theo dõi các nguồn ô nhiễm, chẳng hạn

như quá trình xả thải không xin phép và không thể dự đoán ảnh hưởng sinh học

[53].

1.1.3.2 Đánh giá theo phương pháp tiếp cận trầm tích nền:

Phương pháp này chỉ áp dụng đối với những nguyên tố chính và nguyên tố

vết mà hàm lượng nền tự nhiên có thể được xác định từ các mẫu lõi trầm tích,

thường là thành phần của đá phiến sét [54] hay của lớp vỏ lục địa [55], Bảng 1.4.

Qua đó, dự đoán lý thuyết các yếu tố làm giàu (EF), yếu tố ô nhiễm (Cf), chỉ số tải

lượng ô nhiễm (PLI), chỉ số Igeo trong trầm tích cửa sông [56].

Chỉ số làm giàu EF:

Chỉ số EF thường được sử dụng để đánh giá ô nhiễm do con người. Để xác

định những đóng góp kim loại dị thường, Al (hoặc Fe) được chọn là nguyên tố nền

[24]. EF sử dụng nhằm giảm bớt các biến động liên quan về sự khác biệt kích thước

hạt trầm tích, phương pháp này bình thường hóa các hàm lượng kim loại trong mẫu

với kim loại tham chiếu, thường là Al hoặc Fe, bởi vì các nguyên tố này không

được dự đoán sẽ được làm giàu từ các nguồn nhân tạo do hàm lượng tự nhiên của

chúng tương đối cao. Các mức đánh giá:

EF < 1,5 cho thấy các yếu tố có nguồn gốc chủ yếu là từ các nguồn tự nhiên

Bảng 1.4 Giá trị nền địa hóa: Hàm lượng kim loại trầm tích cửa sông (mg/kg)

EF > 1,5 cho thấy là có các nguồn nhân tạo [3].

Tiêu chuẩn địa hóa

Fe

As Mn Zn

Pb

Ni Cu Cd

Cr

Al

Tiêu chuẩn đá phiến sét

6700

13 850

0,3

[57];

Lớp vỏ lục địa [55]

6000

1,8 950

12,5

0,12

100 82300

(the continental crust)

Tiền công nghiệp [58]

175

1,0

Chỉ số tải lượng ô nhiễm PLI:

Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI) được xác định bởi TomLinson và cộng sự

[59] cho trầm tích dựa trên nồng độ kim loại nặng cơ bản được sử dụng. Chỉ số tải

lượng ô nhiễm được đề xuất như là một hệ thống tiêu chuẩn về ô nhiễm phát hiện so

sánh với mức độ ô nhiễm giữa các địa điểm khác nhau và vào những thời điểm khác

nhau.

Bảng 1.5 Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI) và mức độ ô nhiễm

Mức độ ô nhiễm

Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI)

Chất ô nhiễm cơ bản không hiện diện

PLI = 0

Các chất ô nhiễm cơ sở là hiện diện nhưng chưa ô

PLI < 1

nhiễm

Chất lượng trầm tích tiến triển xấu nhanh

PLI > 1

Theo D. L. TomLinson và cộng sự [59]

Cf: chỉ số ô nhiễm, n là số kim loại. Thường sử dụng đá phiến trung bình

theo nghiên cứu của Turekian và Wedepohl làm nền hoặc giá trị không ảnh hưởng

cho những kim loại trong cùng một cách như đối với việc tính toán các chỉ số Igeo và

yếu tố ô nhiễm (Cf), nếu không có dữ liệu đó đã sẵn sàng cho các khu vực nghiên

cứu. Nồng độ trung bình thế giới của Cu (45 mg /kg), Ni (68 mg/kg), Mn (900

mg/kg), Pb (20 mg/kg) và Cd (0,3 mg/kg) báo cáo cho đá phiến sét [57] đã được coi

là giá trị nền.

Bảng 1.6 Chỉ số tích lũy địa hóa Igeo và mức độ ô nhiễm

Chỉ số tích lũy địa hóa Igeo: Có bảy mức của Igeo [24]

Mức độ ô nhiễm

Chỉ số Igeo

Không ô nhiễm

Igeo ≤ 0

không bị ô nhiễm đến vừa ô nhiễm

Ô nhiễm trung bình

Ô nhiễm nặng vừa phải

Ô nhiễm nặng

Nặng đến cực kỳ ô nhiễm

Cực kỳ ô nhiễm

Igeo> 5

Theo Fangjian Xu và cộng sự [24]

Sử dụng chỉ số EF cho các nghiên cứu của Nguyen Thi Thu Hien và cộng sự,

[39] khi nghiên cứu ô nhiễm kim loại nặng trong trầm tích bề mặt ở sông Hồng giá

trị của EF của Cu và Pb>2, cho thấy sự tồn tại của ô nhiễm Cu, Pb trong trầm tích ở

sông Hồng. Sử dụng chỉ số Cf cho các nghiên cứu của Costa-Böddeker và cộng sự

[3] cho thấy cửa sông Thị Vải là bị ô nhiễm bởi Cu và Pb ở mức trung bình (Cf ≥ 1),

trong khi rừng ngập mặn bị ô nhiễm bởi Pb là vừa phải, dựa trên giá trị trung bình

của phiến sét làm giá trị nền. Sử dụng Igeo để đánh giá ảnh hưởng kim loại nặng

trong trầm tích lên hệ sinh vật nước có các nghiên cứu của [3] cho thấy kim loại

nặng trong trầm tích sông Thị Vải và rừng ngập mặn Cần giờ, Việt Nam cho thấy

không có ô nhiễm (Igeo<0).

Tương tự như phương pháp đánh giá theo SQG - EPA , phương pháp tiếp

cận trầm tích nền không có yêu cầu nhiều dữ liệu rộng lớn và không yêu cầu thí

nghiệm bổ sung khác. Hạn chế chính của phương pháp này là không có hiệu ứng

sinh học trực tiếp hoặc dữ liệu khả dụng sinh học được sử dụng để bắt nguồn trong

các hướng dẫn. Ngoài ra, phương pháp này chỉ áp dụng đối với những nguyên tố

chính và nguyên tố vết mà hàm lượng nền tự nhiên có thể đã được xác định từ các

mẫu lõi trầm tích. Hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích cửa sông đang diễn biến theo

xu hướng tăng do các hoạt động sản xuất công nghiệp, nông nghiệp và sinh hoạt.

Tuy nhiên, diễn biến gây hại do Cu và Pb trong trầm tích rất phức tạp, phụ thuộc

nhiều yếu tố môi trường trong đó có pH và độ mặn [60]. Hiểu về cơ chế di động của

Cu và Pb trong trầm tích do biến đổi yếu tố môi trường sẽ cho những dự báo chính

xác hơn trong đánh giá ảnh hưởng tiềm tàng của chúng trong môi trường trầm tích

cửa sông

1.1.4 Một số tính chất và độc tính của đồng và chì đối với thủy sinh vật

1.1.4.1 Đồng – Một số tính chất và độc tính của đồng đối với thủy sinh vật

Đồng có trong tự nhiên do sự phong hóa hoặc hòa tan các khoáng chất chứa

đồng và các sulfua đồng. Đồng phát sinh từ nguồn nhân tạo từ quá trình ăn mòn

đồng trong nước do nước có tính axit, sử dụng các hợp chất đồng như diệt tảo trong

nuôi trồng thủy sản, xử lý đất nông nghiệp, nước thải nhà máy xử lý nước thải hay

các nguồn thải khác từ sản xuất công nghiệp như khai thác mỏ, luyện kim, các

ngành công nghiệp lọc dầu, nhà máy dây đồng, các ngành công nghiệp đốt than, sắt

và các ngành công nghiệp sản xuất thép [61].

Trong điều kiện bình thường, đồng thường có mặt trong các trầm tích dưới

dạng phức hữu cơ, đồng cacbonat và cộng kết với oxit sắt và mangan [54]. Do các

hợp chất hữu cơ có trong trầm tích dễ bị phân hủy sinh học [62] nên hợp chất đồng

có khả năng giải phóng nhiều hơn và có tính độc hại hơn đối với các sinh vật dưới

nước [61].

Đồng là một nguyên tố vi lượng cần thiết ở mức độ rất nhỏ cho các chức

năng sinh học của các sinh vật [63]. Tuy nhiên, dư thừa đồng gây trở ngại với các

chức năng sinh học quan trọng, cụ thể theo nghiên cứu của Fitzpatrick và cộng sự

khi đánh giá tác động của đồng lên sự phát triển của phôi, khả năng thụ tinh của

trứng và tinh trùng cho thấy mức độ nhạy cảm với đồng theo thứ tự: phôi> tinh

trùng> trứng của con vẹm xanh (Mytilus trossulus) [64]. Mức độ tích lũy sinh học

khác nhau tùy thuộc vào loài, loại kim loại và vị trí lấy mẫu. Kim loại Cu đã được

xác định tích lũy trong động vật hai mảnh vỏ Unio. Figorum và Anodonta cygnea,

vào tháng 9 năm 2013 theo nghiên cứu Stefania và cộng sự lần lượt là 2,57 và 4,63

mg/kg cho thấy quá trình tích lũy là không giống nhau. Không có sự khác biệt đáng

kể đã được quan sát giữa các yếu tố tích lũy sinh học của đồng cho vẹm (Unio

Pictorum) được thu thập vào tháng 7&9/2013 [63]. Kết quả nghiên cứu của Mai và

cộng sự cho thấy đồng ảnh hưởng đến sự phát triển của ấu trùng với EC50 là 0,012

mg/L (0,011– 0,014 mg/L) [65].

Đồng trải qua sự chuyển hóa phức tạp trong vùng nước tự nhiên và nếu ở dạng ion Cu2+ tự do sẽ có độc hơn so với các dạng hóa học khác như phức đồng hữu

cơ . pH nước, độ cứng, hàm lượng hữu cơ và độ mặn đóng vai trò quan trọng trong

việc thể hiện độc tính đồng. Đã có nghiên cứu chứng minh rằng đồng độc hại đối

với sinh vật nước ngọt hơn với sinh vật nước mặn [66]. Bên cạnh đó, độ pH của

nước đóng vai trò quan trọng trong nước ngọt hơn trong môi trường nước mặn. Khi

pH tăng sẽ làm giảm độc tính của đồng vì giảm sự cạnh tranh giữa các ion đồng và H+ ở bề mặt trầm tích [67]. Mặc dù pH và độ cứng bảo vệ sinh vật chống lại độc

tính Cu, hàm lượng chất hữu cơ hòa tan (DOC) là một trong những yếu tố quan trọng nhất trong việc làm giảm độc tính đồng cho cả nước ngọt và nước mặn. Cu2+ ít có khả dụng sinh học trong nước cứng hơn trong nước mềm do Ca2+ và Mg2+ cũng cạnh tranh với Cu2+ cho các vị trí liên kết sinh học [61]. Hiện nay, có nhận

thức cho rằng nghiên cứu hàm lượng đồng tổng tích lũy do ô nhiễm như xả thải

công nghiệp và sử dụng thuốc trừ sâu ít có ý nghĩa, thay vào đó, việc nghiên cứu

các dạng hóa học của đồng trong các hệ sinh thái là rất quan trọng [68].

1.1.4.2 Chì – Một số tính chất và độc tính của chì đối với thủy sinh vật

Chì xuất hiện như một thành phần trong một loạt các khoáng chất. Việc sử

dụng chì nhiều nhất là trong sản xuất ắc quy chì-kẽm, cụ thể, gần 1,5 triệu tấn chì

được tiêu thụ ở Hoa Kỳ trong năm 2008 có gần 90% đã được sử dụng để sản xuất

pin [50]. Việc sử dụng nhiều thứ hai là trong sản xuất các hợp chất hóa học, đặc biệt

là các chất phụ gia alkyl chì cho các loại xăng do chì có khả năng chống ăn mòn và

chống mất màu cao, nên thường sử dụng trong sản xuất sơn [50]. Chì và các hợp

chất của nó cũng được sử dụng trong mạ điện, luyện kim, vật liệu xây dựng, sơn và

thuốc nhuộm, thiết bị điện tử, nhựa, thuốc thú y, nhiên liệu và che chắn bức xạ.

Trong môi trường nước, chì có thể tồn tại 3 hóa trị, trong đó Pb (II) là loại

ion ổn định nhất. Trong các trầm tích, chì chủ yếu được tìm thấy trong kết hợp với

hydroxyt sắt và mangan. Tuy nhiên, chúng cũng có thể hình thành kết hợp với đất

sét và chất hữu cơ. Chì có xu hướng vẫn gắn chặt chẽ với các trầm tích trong điều

kiện oxy hóa, tuy nhiên, nó có thể được giải phóng vào nước trong điều kiện khử

[54]. Hợp chất vô cơ chì (sunfua, cacbonat, và sulfat khoáng chất) là thường có

nhiều trong trầm tích, nhưng với những thay đổi hóa học tại giao diện trầm tích và

nước rất dễ bị tái linh động [53]. Khả năng hấp phụ chì sẽ được tăng lên rất nhiều

khi có mặt của các chất hữu cơ, oxit sắt hoặc oxit nhôm và hầu hết chúng có trong

môi trường. Tuy nhiên, độ hòa tan khoáng chì có thể thay đổi bởi các yếu tố môi

trường như độ pH, thế ô xy hóa khử và sự hiện diện của các phối tử và anion như là

chất tạo phức. Trong các yếu tố môi trường có ảnh hưởng đến ngâm chiết chì thì

clorua là một trong các phối tử anion phổ biến [69].

Cả hai dạng hữu cơ và vô cơ của chì đều dẫn đến nguy cơ sức khoẻ nghiêm

trọng đối với tất cả các dạng sinh vật sống. Các hợp chất chì vô cơ (sulfua, cacbonat

và khoáng sunfat) thường có nhiều trong trầm tích nhưng có độ hòa tan thấp trong

nước tự nhiên. Các dẫn xuất tự nhiên của Pb trong các khoáng chất sẽ không linh

động trong điều kiện môi trường bình thường, nhưng sẽ tan một chút trong điều

kiện axit vừa phải [46]. Độ hòa tan của Pb ít bị ảnh hưởng bởi khả năng oxi hóa

khử. Chì được liên kết chặt chẽ dưới các điều kiện khử mạnh tạo kết tủa sunfua, với

chất hữu cơ không hòa tan và liên kết mạnh với các chất kết tủa dạng sắt oxit trong

những điều kiện oxy hoá [70].

Chì là một kim loại nặng cực kỳ độc hại làm xáo trộn các quá trình sinh lý

khác nhau và không giống như các kim loại khác, chẳng hạn như kẽm, đồng và

mangan, vì nó có thể gây độc hại ở nồng độ rất thấp [71,72]. Pb gây ra ô nhiễm

nghiêm trọng đối với môi trường và sức khỏe con người đặc biệt là khi tích lũy

trong các mô sinh vật và tích lũy khuyếch đại qua chuỗi thức ăn [72].

Các ảnh hưởng sinh hóa của Pb là phức tạp và trong một số lĩnh vực, phương

thức hoạt động của nó vẫn chưa rõ ràng. Pb có ảnh hưởng độc hại đối với sinh vật

ngay cả ở nồng độ rất thấp [63]. Độc tính cấp tính của Pb làm thay đổi hoạt động

của enzyme thường phản ánh qua tổn thương tế bào hoặc cơ quan [73]. Các enzyme

phụ thuộc vào nhóm SH ở các vị trí hoạt động bị ức chế bởi Pb. Trong trường hợp

này, Pb phản ứng với nhóm SH trên phân tử enzyme để tạo thành mercaptan, dẫn

đến ngừng hoạt động của enzyme.

2RSH + Pb2+ → R– S– Pb – S – R + 2H+

Nghiên cứu của Mary và cộng sự cho thấy sự phơi nhiễm của cá trắm cỏ với

muối chì đối đã gây ra những thay đổi đáng kể trong hoạt động của các enzyme và

hoạt động chống oxy hóa ở các khoảng thời gian khác nhau trong 24 giờ, 48 giờ, 72

giờ và 96 giờ; một sự giảm đáng kể về hoạt động của các enzyme và hoạt động của

các chất chống oxy hóa enzyme [SOD & CAT] đã được quan sát thấy vào cuối 96

giờ [73]. Kim loại chì gây độc tính cho các tế bào sống theo cơ chế ion và stress oxy

hóa. Stress oxy hóa trong các tế bào sống là do mất cân bằng giữa việc tạo các gốc

tự do và các chất chống oxy hóa [71].

1.2 Các yếu tố ảnh hưởng lên quá trình giải phóng các kim loại nặng trong

trầm tích khu vực cửa sông.

Sự phân bố của các kim loại nặng trong trầm tích bị chi phối bởi các quá

trình pha trộn giữa các chất trên sông. Các đặc tính của trầm tích như pH, độ mặn,

khả năng trao đổi cation và hàm lượng chất hữu cơ, điều kiện oxy hóa khử và hàm

lượng clorua sẽ chi phối các dạng tồn tại của kim loại nặng [7]. Đây cũng chính là

nguyên nhân gây ra tái di động của các kim loại nặng bởi quá trình giải hấp phụ

hoặc giải phóng. Các quá trình này chủ yếu thông qua hấp phụ /giải hấp, kết tủa/hòa tan, đông tụ, keo tụ và tạo phức, đặc biệt các phối tử vô cơ như Cl- [74].

Khu vực tiếp giáp nước ngọt thì pH là yếu tố kiểm soát, trong khi đó độ mặn

của cửa sông là yếu tố kiểm soát tính khả dụng sinh học và độc tính của các kim

loại nặng gắn với các trầm tích [75,76].

1.2.1 Ảnh hưởng pH môi trường đến quá trình giải phóng kim loại nặng trong

trầm tích

Giá trị pH trong trầm tích hoặc cột nước sẽ ảnh hưởng mạnh mẽ đến độ hòa

tan của các kim loại nặng trong trầm tích. Giá trị pH cao thúc đẩy sự hấp phụ và kết

tủa, trong khi pH thấp thực sự làm suy yếu độ mạnh của liên kết kim loại với trầm

tích và cản trở việc lưu giữ các kim loại nặng trong các trầm tích [44].

Khi pH giảm dẫn đến sự gia tăng H+ trong nước gây ra giải phóng thứ cấp của các kim loại nặng [44], các ion H+ cạnh tranh với các cation kim loại nặng ở các

vị trí trao đổi [74]. pH thấp có thể giảm tích điện âm của bề mặt chất hữu cơ, các hạt

đất sét và Fe-Mn-Al oxyt và đặc biệt là nhiều hợp chất như cacbonat và sunfua trở

nên dễ tan [44,48]. Giá trị pH có thể chiếm ưu thế trong các quá trình giải phóng

kim loại nặng từ các khoáng sét [74]. Ảnh hưởng của pH đến các phản ứng này là

hai mặt: (i) lên tốc độ của quá trình oxy hóa Fe (II), và (ii) lên các liên kết của các

kim loại với các chất hữu cơ, hạt sắt và mangan thuộc pha rắn [48]. Kim loại được

bao phủ trên bề mặt của Fe-Mn hydroxyt và không ổn định trong điều kiện khử, ô

xyt sắt và mangan sẽ bị thay đổi, dẫn đến các kim loại trong trầm tích sẽ được giải

phóng vào pha nước. Trong môi trường thoáng khí các oxyt/hydroxyt Fe và Mn là

các liên kết quan trọng của các kim loại nặng trong trầm tích và trong khi đó, dạng

sulfua kim loại chiếm ưu thế trong các trầm tích thiếu oxy [40].

Khả năng hấp phụ của khoáng sét tăng với độ pH tăng lên, do sự hình thành

các phức hydroxyt ổn định và kết tủa với kim loại [44]. Các phương trình phản ứng

2- + 4H+

có thể được mô tả như:

MS2 + (15/4) O2 + (7/2) H2O → M(OH)3 + 2SO4

Liên kết với Fe-Mn oxyt hình hành các hạt keo trên cơ sở kết tủa các ô xyt

này phụ thuộc rất lớn vào pH môi trường, độ điện ly, kích thước hạt. Keo tụ được

tăng cường bằng cách tăng pH. Cơ chế keo tụ chủ yếu là do sự ổn định hạt keo, tính

chất bề mặt, axit humic, độ mặn và pH [1].

Trong bối cảnh thay đổi pH ở đại dương, các sự cố hóa chất tràn rò rỉ, thông

tin về việc giải phóng kim loại từ trầm tích mặt là rất cần thiết cho việc đánh giá rủi

ro và lập kế hoạch dự phòng trước và có thể được sử dụng như là một chỉ báo địa

chất về sự cố tràn/rò rỉ. Do đó, việc đánh giá ảnh hưởng của pH vào quá trình giải

phóng kim loại là một công cụ quan trọng trong việc đánh giá độc tính của các trầm

tích cửa sông trong kịch bản sự cố hóa chất.

1.2.2 Ảnh hưởng độ mặn môi trường đến quá trình giải phóng kim loại nặng

trong trầm tích

Theo báo cáo của Laing và cộng sự, cho thấy độ mặn khác nhau đã ảnh

hưởng đến tính linh động của kim loại trong trầm tích, có tác động lớn đến sinh khả

dụng của chúng và sự linh động kim loại ngày càng tăng khi độ mặn tăng [7].

Hai cơ chế chính đóng vai trò quan trọng trong quá trình giải phóng kim loại nặng là: (1) khả năng tạo phức của các anion trong muối (Cl-) với kim loại nặng và sự cạnh tranh của cation muối với các dạng kim loại nặng tích điện dương (Na+, K+,

Ca2+, Mg2+) cho các vị trí hấp phụ trên pha rắn; (2) các quá trình tạo bông, kết tủa

và keo tụ [77,75].

Sự gia tăng độ mặn có liên quan đến việc tăng hàm lượng của các cation, chủ

yếu là Na, K, Ca, Mg mà cạnh tranh cho các vị trí hấp phụ kim loại nặng và giảm sự

gắn kết của các kim loại với axit humic. Khi phức clorua tan xảy ra, sự di chuyển

của các kim loại nặng cũng tăng [78,44]. Tăng dần độ mặn trong nước thủy triều

thúc đẩy giải phóng kim loại từ trầm tích trong trường hợp không sulfua và làm

tăng tổng nồng độ kim loại nặng trong nước [51].

Việc gia tăng nồng độ của một số dạng hóa học của các kim loại giải phóng

từ trầm tích có thể trở nên nguy hiểm đối với sinh vật. Tính khả dụng sinh học phụ

thuộc vào dạng loại kim loại và bị ảnh hưởng bởi một loạt các điều kiện môi trường

trong đó có pH và độ mặn là những yếu tố chính. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá

trình giải phóng kim loại nặng trong trầm tích đã không bao giờ được xem là toàn

diện và các đặc tính trầm tích vẫn chưa hiểu và thậm chí nhiều tranh cãi [44]. Do

đó, cần có các nghiên cứu khảo sát các yếu tố ảnh hưởng lên quá trình giải phóng

kim loại nặng trong trầm tích cửa sông.

1.2.3 Các nghiên cứu ảnh hưởng pH, độ mặn lên trầm tích cửa sông trên Thế

giới và Việt Nam

1.2.3.1 Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng pH

Phương pháp thử nghiệm ngâm chiết pHstat trong 24 giờ được sử dụng trong

nghiên cứu của Paschke và cộng sự, với tỉ lệ lỏng:rắn 10:1, điều chỉnh pH 4 sau 30

phút và trong suốt quá trình thử nghiệm [79]. Theo Cappuyns & Swennen nghiên

cứu khảo sát ở 3 mức pH 2, 4, 6 [80]. Tuy nhiên do thời gian ngắn một số phản ứng

ngâm chiết chưa hoàn toàn hoặc chưa đạt trạng thái cân bằng. Do đó, các thử

nghiệm nên cần có những điều chỉnh theo dõi thời gian giải phóng kim loại để thử

nghiệm đạt trạng thái cân bằng, có như vậy thử nghiệm sẽ cho phép đánh giá độc

tính kim loại có độ chính xác cao hơn.

Nghiên cứu của Huang và cộng sự, sử dụng thùng có kích cỡ (sâu × rộng ×

cao là 15 cm × 10 cm × 20 cm), trầm tích đồng nhất được đặt ở đáy thùng với độ

cao 5,0 cm và nước khử ion 2,0 L được thêm ở trên, 3 pH sử dụng là 7,0; 8,0; và 9,0

được điều chỉnh bằng NaOH 0,1 N hay HCl 0,1 N. Mỗi ngày lấy 5 mL nước ở trên,

lọc, phân tích hàm lượng kim loại giải phóng [81]. Nghiên cứu của Huang và cộng

sự, chủ yếu khảo sát sự biến động pH trong điều kiện bình thường của vùng cửa

sông, kịch bản sự cố axit là chưa có.

Phương pháp của CEN/TS 14429, 2005 đã kéo dài thời gian ngâm chiết lên

48 giờ [82], đây là phương pháp được sử dụng phổ biến hiện nay [83]. Đề tài đã sử

dụng phương pháp này trong thực nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng pH ngâm chiết lên

quá trình giải phóng Cu, Pb trong trầm tích. Nguyên tắc của phương pháp là mẫu

trầm tích được ngâm chiết theo tỷ lệ lỏng/rắn (L/S) cố định với nước chứa lượng

axit hoặc bazơ đã chọn trước để đạt được giá trị pH tĩnh vào cuối giai đoạn ngâm

chiết. Yêu cầu ít nhất 8 giá trị pH trong phạm vi pH từ 2 đến pH 12.

Do ảnh hưởng của các thông số khác như cacbon hữu cơ hòa tan, phức chất,

các điều kiện ô xy hóa – khử không được xem xét. Các giá trị thu được ở pH thấp

nhất và ở pH cao chỉ có thể được coi là tiếp cận các phần giải phóng tối đa của các

kim loại và các anion ôxo tương ứng khi có sự cố hóa chất. Việc áp dụng phương

pháp kiểm nghiệm này một mình không đủ để xác định tác động giải phóng kim

loại trong các điều kiện cụ thể (kiểm tra độc tính). Do đó đòi hỏi phải áp dụng một

số phương pháp, mô hình thử nghiêm về hành vi của chất ô nhiễm bổ sung như thử

nghiệm độc tính

1.2.3.2 Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng độ mặn

Theo mô hình thực nghiệm của Acosta và cộng sự, đối với mỗi mẫu, tỷ lệ 1:5

(rắn:dung dịch muối) được thêm vào ống ly tâm. Các muối được chọn cho nghiên

cứu này là: clorua (NaCl, CaCl2 và MgCl2) và sunfat (Na2SO4), vì cho rằng các ion

này gây nhiễm mặn trong khu vực nghiên cứu. Các ống được lắc trên máy lắc tròn

(200 vòng / phút) trong 24 giờ ở nhiệt độ phòng 20 ºC. Các huyền phù sau đó được

ly tâm với tốc độ 2000 vòng / phút trong 20 phút, lọc, axit hóa pH<2 và được phân

tích bằng ICP - OES [77].

Theo mô hình của Zhao và cộng sự, [84] đối với mỗi mẫu, 5,00 g trầm tích

được trộn với 21 mL nước biển nhân tạo với độ mặn khác nhau trong các ống ly

tâm polypropylen có dung tích 50 mL. Nước biển nhân tạo được điều chế theo

phương pháp của Kester và cộng sự [85]. Khoảng độ mặn được sử dụng là 0, 5, 10,

15, 20, 25, 30 và 35 ‰, phù hợp với phạm vi độ mặn trong Cửa sông Dương Tử.

Hỗn hợp được lắc ở 140 vòng/ phút ở 25 ºC trong 24 giờ. Các mẫu sau đó được ly

tâm ở 5000 vòng /phút trong 30 phút và được lọc qua màng cellulose acetate 0,45

µm, axit hóa bằng HNO3 để pH<2 và đưa phân tích xác định hàm lượng kim loại

bằng ICP – OES.

Tóm lại: Các mô hình thí nghiệm đều nhằm mục đích xác định ảnh hưởng

của pH và độ mặn lên quá trình giải phóng kim loại trong trầm tích, trong phạm vi

bố trí thực nghiệm sử dụng trầm tích cửa sông Soài Rạp, chúng tôi chọn phương

pháp của các nghiên cứu [83,80,86] cho khảo sát ảnh hưởng pH và Shou Zhao và

cộng sự [84] cho khảo sát độ mặn.

1.2.3.3 Các nghiên cứu ở Việt Nam

Theo nghiên cứu của Ho và cộng sự, về ảnh hưởng pH ban đầu lên quá trình

giải phóng Cu, Pb trong trầm tích cửa sông Cấm, Hải Phòng [87] cho thấy khả năng

giải phóng cao nhất ở pH 2 cho trầm tích ướt và trầm tích khô lần lượt là Cu: 31%

và 45%; Pb: 29% và 32%, lượng giải phóng tối thiểu ở pH 6 trong trường hợp Cu

(<0,15%) và Pb (<0,003 %). Hơn nữa, đối với trầm tích ướt, một lượng đáng kể kim

loại nặng Cu, Pb cũng bị giải phóng ở pH 11. Tuy nhiên trong nghiên cứu của

Dương & Trâm thì quá trình tích lũy Cu, Pb trong trầm tích tăng khi pH môi trường

tăng [36]. Các yếu tố như lượng hydroxyt/oxyt kim loại, hàm lượng carbonat, các

chất hữu cơ hòa tan gây ảnh hưởng quá trình giải phóng khi pH môi trường thay đổi

(Cu: 13%; Pb: 6,4%) [87].

Cũng theo nghiên cứu của Dương & Trâm về các mối liên quan của kim loại

nặng trong trầm tích sông Mêkông, cho thấy hàm lượng kim loại nặng trong trầm

tích có xu hướng tăng dần khi đi về phía cửa sông, giáp biển và tỉ lệ thuận với độ

mặn [36]. Qua đó cảnh báo việc tích lũy kim loại nặng sẽ gây ra những ảnh hưởng

đến đời sống sinh vật thủy sinh, hệ sinh thái ven sông, đặc biệt là Cu, kim loại có

hàm lượng tương đối cao so với quy chuẩn [36]. Tóm lại, Hàm lượng kim loại nặng

trong trầm tích tăng hay giảm phụ thuộc vào pH và độ mặn trong nước. Tuy nhiên,

các nghiên cứu ảnh hưởng pH, độ mặn lên quá trình linh động của kim loại nặng

trong trầm tích vùng cửa sông cho thấy không tuân theo một qui luật rõ ràng, phụ

thuộc vào loại trầm tích vùng cửa sông cụ thể. Hơn nữa, các nghiên cứu về kịch bản

khi thay đổi pH, độ mặn lên quá trình giải phóng kim loại Cu, Pb trong trầm tích

vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai còn rất hạn chế, cần được tiến hành.

1.2.3.4 Các nghiên cứu trên Thế giới

Nghiên cứu trước đó đã cho thấy: pH cao hơn thì lượng kết tủa oxyt sắt,

mangan cao hơn và do vậy sẽ thu gom các kim loại hòa tan như Cu, Pb là đáng kể

nhất [88]. Điều này cũng đã được khẳng định trong nhiều nghiên cứu cho rằng trầm

tích chính là nguồn gốc lưu giữ kim loại nặng, đóng vai trò quan trọng trong việc

vận chuyển và giải phóng các kim loại có khả năng gây độc cũng như các yếu tố

ảnh hưởng đến quá trình giải phóng các chất ô nhiễm kim loại trở lại vào nước do

giải hấp, phụ thuộc vào nhiều yếu tố môi trường, cụ thể là pH, nhiệt độ, độ oxi hóa

khử, chất hữu cơ, các quá trình trao đổi ion và hoạt động của vi sinh vật [47,48,7].

Nghiên cứu của Riba và cộng sự, cho thấy tính khả dụng sinh học và độc tính

của các kim loại nặng gắn với các trầm tích được kiểm soát bởi pH và độ mặn [75],

kết quả nghiên cứu tương tự cũng thể hiện trong nhiều nghiên cứu khác [76,44,48].

Nghiên cứu của Forstner & Wittmann cũng khẳng định các cation kim loại nặng là

hoàn toàn được giải phóng trong trường hợp môi trường có tính axit mạnh (pH<7), quá trình hấp phụ Pb2+ trên khoáng sét theo mô hình nghiên cứu giống như một hấp

phụ hóa học, với bề mặt tham gia của nhóm -AlOH, -AlOH2 và -SiOH [74].

Kết quả nghiên cứu mô hình thực nghiệm xác định ảnh hưởng của pH lên

quá trình giải phóng kim loại nặng Cu, Pb trong trầm tích biển được thực hiện ở 3

mức pH là 6,0±0,2; 7,0±0,2 và 8,0±0,2 đã cho thấy Pb giải phóng trong các thí

nghiệm ở pH thấp là 100 - 370 µg/L đo vào những ngày 19 và 20. Trong khi Cu thì

giải phóng ổn định <3 µg/L trong các thí nghiệm [48].

Cũng với các thử nghiệm giải phóng kim loại trong trầm tích khi thay đổi pH

môi trường, nghiên cứu của Cappuyns & Swennen, khi ngâm chiết các mẫu được

lấy dọc theo sông Grote Beek, nằm ở phía đông nam của Cộng Đồng Flemisch

(Bắc-Bỉ) cho thấy việc lượng Cu giải phóng tăng khi giảm pH, mặc dù một lượng

nhỏ của Cu cũng đã bị giải phóng trong khoảng pH kiềm [80]. Khả năng hòa tan

của kim loại nặng như một chức năng của pH có thể được giải thích bởi sự biến

thiên trên điện tích bề mặt như là một hàm của pH. Tại giá trị pH cao hơn điểm

đẳng điện (pHPZC), bề mặt trầm tích tích điện âm; khi pH dưới pHPZC dẫn đến một

bề mặt mang điện tích dương. Điều này phần nào giải thích tại sao Cu là dễ tan ở

pH giá trị thấp. Tuy nhiên, hình thành phức với DOC có thể giữ các kim loại nặng

trong dung dịch khi giá trị ở pH kiềm. Tất cả các mẫu được đặc trưng bởi hàm

lượng carbon hữu cơ cao có xu hướng giảm pHPZC. Khả năng hòa tan của cacbon hòa tan hữu cơ (DOC) và các anion nói chung tăng lên khi pH tăng lên, mặc dù Cl-

là hầu như không ảnh hưởng bởi pH. Như vậy, việc giải phóng của các kim loại

nặng trong trầm tích sẽ tăng với việc giải phóng của DOC. Carbon hữu cơ có thể

liên kết với các kim loại khi đó DOC có thể làm tan các kim loại [80].

2-, SO4

Trong nghiên cứu của Haiyan Li và cộng sự [8] cho thấy thông thường, với độ pH giảm trong trầm tích, sự cạnh tranh giữa các kim loại hòa tan với H+ và các 2-, Cl-, S2-, và phosphat) ngày càng trở nên quan phối tử (ví dụ, OH-, CO3

trọng hơn. Các khả năng hấp phụ và khả dụng sinh học của các kim loại giảm và sau đó là tăng tính di động của kim loại nặng. Hơn nữa, H+ (hoặc H3O+) chiếm

nhiều vị trí hấp phụ tại các giá trị pH thấp, ở các giá trị pH cao hơn các kim loại

nặng hòa tan và dạng cacbonat kết tủa dễ dàng hơn. Giải phóng Cu, Pb thay đổi

nhiều hơn ở pH 10 so với pH 6. Ngoài ra, nghiên cứu cho thấy ít hoặc không giải

phóng Cu, Pb được quan sát thấy ở pH 8 và nồng độ thay đổi tương tự như pH 7.

Trong 10 phút đầu tiên tất cả các nồng độ kim loại nặng tăng nhanh, có thể là kết

quả của sự xáo trộn trầm tích với việc thêm nước gốc. Sau đó, tốc độ thoát của kim

loại đã dần dần chậm, có thể chủ yếu là do pH, chính là một yếu tố ảnh hưởng của

việc giải phóng kim loại từ các trầm tích trong giai đoạn này. Các số liệu giải phóng

tối đa của các kim loại theo thứ tự: Cu> Pb tại cùng pH [89].

Nghiên cứu của Shou Zhao và cộng sự, với việc thí nghiệm chiết tách hàng

loạt, sử dụng đường đẳng nhiệt Freudlich, phân tích các mối tương quan và phân

tích các thành phần chính kim loại trong trầm tích để tìm hiểu các cơ chế chi phối

quá trình giải phóng của các kim loại (như Cu và Pb) khi tăng độ mặn trong trầm

tích cửa sông Dương Tử. Với các thí nghiệm thực hiện ở nồng độ muối là 0, 5, 10,

15, 20, 25, 30 và 35 ‰, phù hợp với khoảng độ mặn ở cửa sông Dương Tử, kết quả

cho thấy khi gia tăng độ mặn sẽ thúc đẩy sự di chuyển kim loại theo thứ tự: Cu> Pb.

Cơ chế giải phóng kim loại khác nhau do sự thay đổi độ muối có thể được giải thích

là do tạo phức cloro. Các kết quả ở những vị trí thu mẫu cho kết quả phân tích hàm

lượng kim loại nặng Cu, Pb trong trầm tích không cao nhưng khả năng giải phóng

cao điều này được tác giả giải thích do TOC trong mẫu thấp hơn nên dễ dàng giải

phóng dưới sự tấn công của độ mặn [84].

Các kết quả nghiên cứu cho thấy quá trình giải phóng kim loại nặng ra khỏi

trầm tích đặc biệt cho Cu, Pb là có tăng nhưng mức độ thì phụ thuộc vào tính chất

của trầm tích như hàm lượng hữu cơ, hàm lượng Fe, Mn .... Do đó, nghiên cứu quá

trình giải phóng kim loại cần phải thực hiện cụ thể trên mẫu trầm tích cụ thể mới có

thể cho kết luận chính xác về khả dụng sinh học của kim loại nặng.

Thông qua các nghiên cứu đều cho thấy pH và độ mặn môi trường nước ảnh

hưởng đến quá trình giải phóng kim loại trong trầm tích, tuy nhiên nghiên cứu kịch

bản quá trình giải phóng kim loại cần phải thực hiện cụ thể trên mẫu trầm tích cụ

thể mới có thể cho kết luận chính xác về khả dụng sinh học của kim loại nặng. Do

đó, các nghiên cứu thực nghiệm khảo sát ảnh hưởng pH và độ mặn đến quá trình

giải phóng kim loại nặng, trong trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp là rất cần thiết để

có thể đánh giá rủi ro tiềm năng độc tính kim loại nặng, cụ thể là Cu, Pb lên sinh vật

nước, đặc biệt lên hàu Thái Bình dương.

1.3 Phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn kim loại

nặng

1.3.1 Các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích

Hiện nay, có 2 cách đánh giá ảnh hưởng kim loại nặng trong trầm tích lên

sinh vật nước là dựa vào kết quả phân tích hóa học và dựa vào thử nghiệm độc tính

sinh học trầm tích kết hợp. Sử dụng đánh giá đơn lẻ sẽ không hiệu quả để dự đoán

độc tính của kim loại trong trầm tích. Việc đánh giá độc tính trầm tích thông qua

thử nghiệm sinh học ở phòng thí nghiệm hay thực địa là rất quan trọng đối với cách

tiếp cận dựa trên các tác động để phát triển các quy chuẩn chất lượng trầm tích

[18,17]. Do đó, để có cái nhìn tổng quát hơn cần phải tiến hành cùng lúc hai phương

pháp [90]. Trong thử nghiệm độc tính vùng cửa sông, hàu đã và đang là những lựa

chọn phổ biến để thử nghiệm độc tính do dễ tạo ra giao tử và chúng thích nghi tốt

với điều kiện phòng thí nghiệm [91].

Các nghiên cứu đã đánh giá sự thay đổi về sinh sản và phát triển, tỷ lệ sống

hay các khía cạnh về sinh lý và sinh hóa của các loài thủy sinh vật. Qua đó cung cấp

được các thông tin quan trọng về khả năng gây độc của kim loại nặng đối với môi

trường thủy sinh. Các thử nghiệm độc tính cung cấp bằng chứng về mức độ biến đổi

độc tính của trầm tích, do vậy mà các thử nghiệm độc tính sinh học hiện đang được

sử dụng phổ biến trên toàn thế giới để giúp đánh giá chất lượng trầm tích với các

ảnh hưởng tích hợp phức tạp khác nhau của chất gây ô nhiễm [92]. Các phép thử

độc tính về trầm tích có thể được sử dụng để: (1) xác định mối quan hệ giữa các ảnh

hưởng độc hại và khả dụng sinh học, (2) khảo sát sự tương tác giữa các chất gây ô

nhiễm, (3) so sánh độ nhạy của các sinh vật khác nhau, (4) xác định phân bố ô

nhiễm theo không gian và thời gian, (5) đánh giá độc hại của trầm tích nạo vét, (6)

đo lường tính độc hại như là một phần của việc cấp phép sản phẩm hoặc kiểm tra an

toàn hoặc phê duyệt hóa chất, (7) xếp hạng các khu vực để làm sạch, và (8) thiết lập

các mục tiêu làm sạch và đánh giá hiệu quả của các biện pháp khắc phục hoặc quản

Bảng 1.7 Các phương pháp thử nghiệm độc tính trên phôi, ấu trùng hàu

lý [93].

Loài

KLN

Giai đoạn

Ảnh hưởng

Crassostrea gigas

Cd, Cu Con trưởng thành

Kết hợp các tế bào miễn dịch

Crassostrea gigas

Phôi

Phát triển ấu trùng

Crassostrea iradalei

Cu, Cd Ấu trùng

Sống sót và phát triển ấu trùng

Crassostrea virginica Cu, Cd Ấu trùng

Kích thích protein

Crassostrea virginica Cu, Cd Phôi

Phôi sống sót

Nguồn [65]

Thử nghiệm sinh học trên phôi hàu là một trong những quy trình đã được

chứng minh là đáng tin cậy, nhạy cảm và phù hợp cho hệ sinh thái [92]. Trong

những thập kỷ qua, nhiều nghiên cứu đã được công bố về việc sử dụng phôi hàu để

đánh giá ảnh hưởng của các chất gây ô nhiễm riêng rẽ của nước thải công nghiệp và

của trầm tích, Bảng 1.7 & Bảng 1.8 [94,95].

Bên cạnh đó phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn với

các chất gây ô nhiễm với những nồng độ khác nhau có thể được sử dụng để xác lập

các mối quan hệ nhân và quả giữa các hóa chất (chất gây ô nhiễm) và các sinh vật

[93]. Trong bố trí thực nghiệm của nghiên cứu đã sử dụng trầm tích được thêm

chuẩn để xác định những tác động độc tính tiềm tàng do các sự cố ô nhiễm, cụ thể

Cu2+, Pb2+ Hàm lượng trong trầm tích vùng cửa sông gây ra cho phôi, ấu trùng hàu

Bảng 1.8 Một số phương pháp kiểm tra độc tính trầm tích biển đã thực hiện

Crassostrea giagas.

Quốc gia

Sinh vật kiểm tra

Điểm cuối

Thời gian Con đường tiếp

xúc

USA

Rhepoxynius abronius

Sống sót

4 ngày

Trầm tích

(amphipod)

Canada

Rhepoxynius abronius

Sống sót

10 ngày

Trầm tích

(amphipod)

Phát triển

Crassostrea gigas

(ấu

Sống sót

trùng)

Phát triển

48 giờ

Dịch lắng

Anh

Amphipod

Sống sót

10 ngày

Trầm tích

Không cử động

Sống sót

Crassostrea gigas

(ấu

Phát triển

24 giờ

Dịch lắng

trùng)

USA

Crassostrea gigas

(ấu

Sống sót

2 ngày

Trầm tích

Sự biến hình

trùng)

Hà lan

Crassostrea gigas

(ấu

Sống sót

24 giờ

Dịch lắng

trùng)

Nguồn [96]

1.3.2 Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn kim loại nặng

Trầm tích được thêm chuẩn (Spiked sediment) với chất ô nhiễm có nồng độ

tiêu chuẩn đã chọn bằng cách thêm dung dịch chất thử trực tiếp vào trầm tích và đạt

trạng thái cân bằng sau đó (thường không quá 48 giờ) [97].

Đối với thử nghiệm độc tính của trầm tích tại chỗ hoặc trên phòng thí

nghiệm, trầm tích có thể được bổ sung một hoặc nhiều chất gây ô nhiễm cần quan

tâm để tạo ra các kịch bản liên quan. Tuy nhiên, điều quan trọng là phải tạo được sự

phân bố tự nhiên của chất ô nhiễm giữa trầm tích và nước, bởi vì đây là yếu tố quan

trọng quyết định khả năng sinh học, vận chuyển và số phận của chúng trong môi

trường cửa sông. Khả năng hấp phụ của trầm tích là một thông số quan trọng, nếu

lượng bổ sung cho kết hợp vượt quá, kim loại nặng sẽ liên kết với bề mặt trầm tích

bởi các quá trình khác với quá trình hấp phụ và do đó, có thể được giải phóng theo

một cơ chế khác và với tốc độ khác nhau so với kim loại nặng bị hấp phụ [17]. Do

đó, các đặc tính hấp phụ của trầm tích phải được khảo sát trước khi thực hiện điều

chế trầm tích kết hợp sao cho mẫu trầm tích có các đặc tính trầm tích giống với trầm

tích bị ô nhiễm tự nhiên [18].

Do đó, nghiên cứu khảo sát các đặc điểm hấp phụ Cu, Pb của trầm tích cửa

sông và để phát triển một quy trình đáng tin cậy nhằm tạo ra trầm tích có hàm lượng

kim loại cụ thể, trong đó kim loại sẽ hoạt động như khi hấp phụ tự nhiên vào bề mặt

trầm tích trong môi trường bị ô nhiễm. Các đặc tính hấp phụ của trầm tích như thời

gian để đạt cân bằng hấp phụ, nồng độ kim loại tối đa sử dụng để kết hợp, phải

được biết, trước khi thực hiện công đoạn chuẩn bị mẫu trầm tích kết hợp kim loại

cho thử nghiệm độc tính.

1.3.2.1 Cân bằng hấp phụ kim loại nặng lên trầm tích

Khi trầm tích tiếp xúc với kim loại nặng theo thời gian và cũng có thể xem

như đại diện cho nguồn ô nhiễm lâu dài. Thời gian cân bằng không đủ cũng dẫn đến

lượng lớn kim loại không kết hợp với trầm tích, khi đó hàm lượng kim loại kết hợp

rất khác so với tự nhiên làm cho việc thử nghiệm và giải thích độ nhạy của sinh vật

đối với độc chất trầm tích không chính xác [9]

Các phản ứng sulfua sẵn có trong các trầm tích bề mặt liên kết với kim loại

sẽ bão hòa nhanh và các kim loại bổ sung sau đó sẽ kết tủa dưới dạng hydroxy-

cacbonat, dạng hấp phụ lên Fe- hoặc Mn- (hydroxyt hay ôxyt) hoặc cácbon hữu cơ

hoặc vẫn ở dạng hòa tan trong các khe rỗng. Vì mức độ liên kết của các pha sau này

yếu hơn các pha sulfua nên trầm tích kết hợp với kim loại sẽ cân bằng dần dần và

nồng độ nước khe rỗng cuối cùng sẽ cao hơn nhiều khi không có đủ sulfua. Khi đó,

nếu thiếu thời gian cân bằng sẽ dẫn đến nồng độ kim loại cao hơn. Quá trình xử lý

kém có thể gây ra những thay đổi lớn đối với các dạng chất gây ô nhiễm. Tiếp xúc

với không khí làm tăng sự thâm nhập oxy, thay đổi hoạt động của vi khuẩn và gây

ra oxy hóa các dạng chất có trong nước khe rỗng. Lưu giữ và sử dụng trầm tích (pha

trộn các trầm tích phân tầng), trước khi thử nghiệm cũng làm thay đổi lớn về dạng

hóa học [9]. Các mô hình Langmuir và Freundlich để đánh giá các thông số liên

quan đến quá trình hấp phụ.

1.3.2.2 Động học hấp phụ kim loại nặng lên trầm tích

Thời gian cần thiết để thiết lập lại sau những xáo trộn khi trầm tích có bổ

sung kim loại cũng cần được hiểu một cách rõ ràng. Tốc độ hấp phụ sẽ bị ảnh

hưởng bởi tính chất trầm tích, độ pH, nồng độ và tính chất của kim loại [9].

Các nghiên cứu về độc tính trầm tích kết hợp với hóa chất hay chất ô nhiễm

theo Thain [98,99] là quá trình tạo trầm tích thí nghiệm kết hợp được làm đồng nhất

bằng các trộn lắc trong 3 giờ, 100 v/p, tỉ lệ lỏng rắn là 4. Về sau các qui trình thử

nghiệm đã có hướng dẫn và chuẩn hóa thành qui trình [93].

Các dung dịch muối đồng (CuCl2 2H2O), được chuẩn bị trong nước cất với

nồng độ Cu danh nghĩa là 0, 110, 275, 550 và 1100 mg/kg bằng cách bổ sung trực

tiếp dung dịch Cu vào trầm tích ở trầm tích với tỷ lệ nước/trầm tích là 4:1, được lắc

trong 2 giờ và cân bằng trong 24 giờ [100]. Theo nghiên cứu của Lu và cộng sự, quá trình chuẩn bị mẫu trầm tích kết hợp Cu2+ được thực hiện bằng cách sử dụng một loạt dung dịch Cu2+ có hàm lượng dao động 0-150 mg/L ( Pb 9 -95 ng/L) với

trầm tích ướt nhằm tăng tính đại diện của trầm tích kết hợp được thu, tỉ lệ rắn:lỏng

dao động 1 đến 10, pH 7,5; độ mặn 7 ‰, lắc 24 giờ ở nhiệt độ phòng, ly tâm [17], tỉ

lệ tương tự trong nghiên cứu [101]. Theo nghiên cứu của Simpson và cộng sự, sử

dụng tỉ lệ trầm tích và nước biển là 1:4 với hàm lượng kim loại muối sulphat dao

động 0-5 g/L, đồng nhất và trộn trong 24 giờ, ở nhiệt độ phòng [9]. Mô hình thí

nghiệm trong nghiên cứu mô phỏng dựa vào mô hình của Lu và cộng sự [17].

1.3.3 Chuẩn bị dung dịch rửa giải trầm tích đã được thêm chuẩn kim loại nặng

Theo Haring và cộng sự, có hai phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích:

thử nghiệm toàn trầm tích (bulk sediment test) và thử nghiệm dung dịch rửa giải

hay dung dịch lắng (sediment elutriate test). Các thử nghiệm độc tính toàn trầm tích

được sử dụng để đánh giá mức độ ô nhiễm trong trầm tích đáy, mặc dù đáng tin cậy,

nhưng các thử nghiệm này có thể tốn kém, đòi hỏi thời gian và nguyên liệu. Trong

khi, các thử nghiệm dung dịch rửa giải trầm tích tiết kiệm chi phí đáng kể và có thể

có ứng dụng rộng rãi. Trong phạm vi nghiên cứu, phương pháp thử nghiệm độc tính

dung dịch rửa giải được sử dụng.

Khi kiểm tra độc tính trầm tích kết hợp trên phôi động vật hai mảnh vỏ

thường được tiến hành với dung dịch chiết (dung dịch rửa giải hay dung dịch lắng)

của trầm tích [20]. Mẫu trầm tích kết hợp được ngâm chiết với dung dịch lỏng theo

một tỉ lệ và làm đồng nhất, dung dịch nằm trên sau đồng nhất được sử dụng trong

thí nghiệm độc tính [102,103]. Một loạt mẫu dung dịch rửa giải với khoảng nồng độ

chất ô nhiễm kết hợp với trầm tích sẽ được thử nghiệm, kết quả thử nghiệm là LC50;

EC50 của hóa chất kết hợp với trầm tích.

Trong nghiên cứu thử nghiệm của Mai Tuấn Anh và cộng sự, dung dịch được

chuẩn bị bằng cách: lấy trầm tích đem chiết bằng nước cất hai lần với tỷ lệ 1: 4

(theo thể tích). Sau khi lắc trong 2 giờ với một thiết bị khuấy 200-300 vòng/phút,

các mẫu được ly tâm ở 2000 vòng/phút trong 10 phút. Dung dịch qua gạn sẽ đem

thử nghiệm độc tính trên Ceriodaphnia cornuta, Daphnia magna và Vibrio fischeri

[33]. Đối với các thí nghiệm độc tính cho sinh vật 2 mảnh vỏ vùng cửa sông, nước

được thay bằng nước muối biển/trầm tích tỉ lệ là 4:1, thời gian cân bằng 12 giờ

[100], thí nghiệm tương tự cho nghiên cứu của Fathallan nhưng thời gian lắc là 8h,

lắng 1h cho thí nghiệm trầm tích kết hợp kim loại Cd [104].

Yêu cầu chuẩn bị thử nghiệm độc tính phôi và ấu trùng hàu:

Tiêu chuẩn cho các thông số chất lượng nước được lựa chọn để thử nghiệm

phát triển phôi, ấu trùng hàu bao gồm pH (6-8,5), DO >6 mg/L, độ mặn (22-36 ‰)

[105,106].

 Độ pH của dung dịch pha loãng thử nghiệm hoặc mẫu có tính axit, nên được

điều chỉnh bằng dung dịch NaOH 1M, trong khi đó pH của dung dịch pha loãng thử

nghiệm hoặc mẫu có tính kiềm, nên được điều chỉnh với HCl 1M. Với mẫu hay

dung dịch pha loãng thử nghiệm có khả năng pH đệm cao, có thể yêu cầu sử dụng

của dung dịch axit hoặc kiềm mạnh hơn. Pha loãng thử nghiệm đã được điều chỉnh

pH được sử dụng chỉ khi độ pH đã ổn định [106,105].

 Hàm lượng DO phải đủ nếu không đủ phải sục khí, mặc dù điều này có thể

dẫn đến khả năng mất các chất dễ bay hơi từ các dung dịch. Bất kỳ khi nào sục khí

dung dịch pha loãng thử nghiệm nên được duy trì tốc độ trong khoảng 25 - 50 mL min-1 l-1. Thời hạn sục khí không được vượt quá 30 phút. Sau khi sục khí ngưng thì

thử nghiệm mới bắt đầu [106,105].

 Độ mặn của dung dịch pha loãng thử nghiệm cần được điều chỉnh trong

phạm vi tiêu chuẩn. Sự gia tăng độ mặn có thể đạt được bằng cách cho thêm muối

biển loại phân tích. Lượng nước muối bổ sung ảnh hưởng tiềm năng trên phôi, ấu

trùng hàu có thể phát sinh khi các phần của muối biển thêm vào không hòa tan hoàn

toàn. Giảm độ mặn có thể đạt được bằng cách thêm nước cất hoặc nước khử ion để

pha loãng mẫu. Các pha loãng do bổ sung sau đó phải được tính toán và sử dụng để

xác định nồng độ sau khi điều chỉnh [106,105].

 Chất rắn lơ lửng cần lọc hay ly tâm, lọc và ly tâm có thể có những ảnh hưởng

đến tính chất hóa học của các dung dịch hoặc mẫu kiểm tra và các bước tương tự

nên được sử dụng khi kiểm tra một loạt các mẫu lấy từ cùng một vị trí [106].

Quá trình chuẩn bị dung dịch rửa giải từ trầm tích đã kết hợp kim loại đã được

nhiều nghiên cứu sử dụng với tỉ lệ lỏng/trầm tích là 4, thời gian cân bằng là 12 giờ

và lắng, ly tâm hay lọc.

1.3.4 Chuẩn bị hàu (Crassostrea gigas) cho thử nghiệm

Phôi và ấu trùng hàu Thái bình dương (hàu Crassostrea gigas) đã được sử

dụng phổ biến trong các thử nghiệm sinh học, cụ thể có thể dùng để đánh giá khả

năng thụ tinh và sự phát triển phôi, ấu trùng trong việc phân chia tế bào hay hình

dạng D của ấu trùng hàu sau khi phơi nhiễm [43,98,107,92].

1.3.4.1 Lựa chọn hàu giống thử nghiệm

Phôi được sản xuất từ tinh trùng và trứng của hàu bố và mẹ có trọng lượng

ước lớn hơn 45 gam/mỗi con. Các con hàu trưởng thành phải được giữ trong một

khăn lạnh trước khi bóc tách các giao tử để thử nghiệm. Hàu trưởng thành có thể

được đưa vào nuôi trong điều kiện phòng thí nghiệm hoặc mua từ các trại sản xuất

hàu giống. Hàu mua được chuyển đến phòng thí nghiệm trong vòng 24 giờ và được

bảo quản trong điều kiện cho hàu sống [106,99,105].

1.3.4.2 Thu giao tử hàu:

Theo các nghiên cứu trước đó, [106,99,105], hàu cần được giữ trong điều

kiện lạnh và được xác định là bố hay mẹ. Giao tử đực và cái được thu bằng cách

tách cơ học các tuyến sinh dục hoặc cho sinh sản tự nhiên bằng phương pháp sốc

nhiệt đối với hàu bố mẹ đã thành thục. Việc tách các giao tử bằng cơ học cần chú ý

tránh làm hỏng các tuyến sinh dục. Các khoang cơ thể của mỗi con hàu nên được

rửa kỹ bằng nước biển để loại bỏ bất kỳ mảnh vỡ hiện diện. Trước khi bóc tinh

trùng của một con hàu bố, một mẫu nhỏ tinh trùng từ mỗi con bố nên được chuyển

đến vào cốc thủy tinh cùng với một vài giọt nước biển. Sau 15 - 30 phút, hoạt động

của tinh trùng nên được đánh giá bằng cách sử dụng kính hiển vi phóng đại mục

tiêu 100 lần và hàu bố nào với hoạt lực tinh trùng mạnh nhất được lựa chọn.

Sử dụng pipette Pasteur sạch để thu trứng và tinh trùng từ tuyến sinh dục của

hàu bố mẹ. Các giao tử nên được chuyển sang bình thuỷ tinh có chứa nước mặn

riêng biệt cho con đực và con cái và giữ tại 24 ± 2 °C. Phương pháp sinh sản tự

nhiên (như sốc nhiệt độ) cũng có thể được sử dụng để có được giao tử từ hàu bố và

mẹ.

Trứng từ mỗi hàu mẹ nên được lọc qua lưới sàng nhựa 90-100 µm để loại bỏ

bất kỳ mảnh vỡ mô và đựng trong một cốc thủy tinh sạch. Trứng được lọc từ mỗi

con cái sau đó có thể được lưu trữ riêng (để đảm bảo trứng được chọn sẽ được thu

từ tuyến sinh dục chín mùi). Sử dụng buồng đếm sinh vật phù du Sedgewick Rafter,

để đánh giá chất lượng và mật độ trứng (số lượng cho mỗi mL dịch). Trứng sau đó

nên được điều chỉnh để đạt được một mật độ trứng khoảng 3000 - 6000 trứng/mL.

Huyền phù trứng nên nhẹ nhàng trộn cứ mỗi 5 phút. Các mẻ trứng có tỷ lệ trứng bất

bình thường cao (ví dụ như những trứng không thể “cuộn tròn” sau khi tiếp xúc với

nước biển) cần được loại bỏ.

Tinh trùng của những con hàu bố nên được lọc qua rây lưới (60 µm), sau đó

được trộn lẫn vào trong một cốc thủy tinh sạch. Mật độ tinh trùng được đếm bằng

kính hiển vi với buồng đếm hồng cầu Haemocytometer.

1.3.4.3 Thụ tinh:

Trong vòng 30 phút thu trứng và tinh trùng, nên được thụ tinh. Tỷ lệ thể tích

nên là 2-3 mL tinh trùng vào 1 lít trứng. Sau khi trộn, trong vòng 15-30 phút nên

được kiểm tra để đảm bảo sự thụ tinh xảy ra. Hiện tượng tinh trùng bao quanh mỗi

quả trứng và các cơ quan phân cực cần phải thấy rõ. Sau đó, phôi nên được ủ trong

2 giờ ở 24 ± 2° C trong bóng tối, không sụt khí, nên khuấy nhẹ ít nhất mỗi 10-15

phút để tránh lắng quá mức của phôi và thiếu oxy. Trong thời gian 2 giờ này, những

quả trứng sẽ trải qua những giai đoạn đầu của sự phân chia và thường đạt giai đoạn

16 - 32 tế bào. Sau khoảng 2 giờ các phôi nên được đánh giá bằng kính hiển vi

(phóng đại 20 - 40 lần) sử dụng một buồng đếm thích hợp, ví dụ như Sedgewick-

Rafter cell, để xác định xem tế bào phân cắt đang xảy ra hay không.

Phôi bất thường, mà trở nên rõ ràng giữa giai đoạn 3 và 5, bao gồm các tế

Bảng 1.9 Các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích trên phôi, ấu trùng hàu

bào kéo dài hoặc thuôn dài lỏng lẻo, xuất hiện gần như riêng biệt [106,105].

Nghiên cứu

Thời gian

Dung tỉ

Mật độ

Thời gian khảo

trộn

rắn:lỏng

ấu trùng

sát

hàu/mL

Peter M. Chapman và

3 giờ

48 giờ

John D. Morgan [108]

Ray Butler và cộng sự

Trộn nhanh

15:750

48 giờ

[102]

Thain, J. [98,99]

3 giờ

1:4

24 giờ

US EPA, Environment

có thể đến 24

1:4

48 giờ

Canada [109,110,93,111];

giờ

Lý tưởng nhất cho một mẻ phôi bình thường sẽ có:

(i) > 95% trứng được thụ tinh bình thường:

(ii) > 60% của phôi sẽ có ở cùng giai đoạn phát triển. Hai giờ sau khi thụ

tinh, phần lớn trứng trong các mẻ bình thường của phôi sẽ được ở giai

đoạn 16 tế bào, với một số trứng thụ tinh và một số phôi ở giai đoạn 32

(iii) Một hình dạng đồng nhất chứa, các tế bào được nén chặt dạng hạt màu

đen.

1.3.5 Tổng quan các phương pháp thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm

chuẩn kim loại nặng lên phôi và ấu trùng hàu

Trong nghiên cứu của Ray Butler và cộng sự, đã thử nghiệm theo 2 phương

pháp là dùng dung dịch lắng của trầm tích cho tiếp xúc với phôi trong 24 giờ và

dùng hoàn toàn trầm tích cho tiếp xúc với phôi trong 24 giờ và 48 giờ (Bảng 1.9).

Điểm kết thúc của tất cả các thử nghiệm là khả năng của phôi hàu phát triển bình

thường đến giai đoạn ấu trùng hình chữ D trong vòng 24 hoặc 48 giờ [102]. Tuy nhiên, các nghiên cứu trầm tích được thêm chuẩn kim loại nặng, cụ thể là Cu2+ và Pb2+ lên quá trình thụ tinh và phát triển của phôi, ấu trùng hàu còn rất hạn chế và ở

Việt Nam hầu như chưa có, mặc dù, phát triển nuôi hàu Thái Bình dương rất mạnh

trong những năm qua, đặc biệt vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

1.3.5.1 Quy trình thử nghiệm sự thụ tinh của hàu (Crassostrea gigas)

Mô hình thí nghiệm là mô phỏng từ nghiên cứu của Mai và cộng sự để xác

định độc tính Cu lên thụ tinh hàu [65] và quá trình thử nghiệm độc tính dung dịch

rửa giải từ trầm tích [109,93,111]. Trong giai đoạn 2 giờ, trứng phải trải qua giai

đoạn đầu của sự phân cắt và thường đạt đến giai đoạn 16-32 tế bào (Bảng 1.10 và

Hình 1.1 Quá trình phát triển của phôi hàu Crassostrea gigas

Hình 1.1) [105]. Sau 2 giờ, phôi hàu phải được xác định bằng kính hiển vi.

Nguồn: [105]

Chú thích:

2A: Trứng chưa qua xử lý (sau khoảng 30 phút trong nước biển)

2B: Trứng thụ tinh cho thấy phân cực;

2C, 2D, 2E, 2F, 2G, 2H, 2I: Trứng thụ tinh trải qua quá trình

phân chia tế bào.

Bảng 1.10 Phát triển phôi hàu Crassostrea gigas bình thường

Giai đoạn Dạng tế bào Số lượng tế bào

1 Đối xứng 2

2 Dạn chân mèo 4

3 Gần với hình cầu 8

4 Gần với hình cầu 6

5 Có màu tím đen 32

Nguồn: [105]

1.3.5.2 Quy trình thử nghiệm sự phát triển của ấu trùng hàu (Crassostrea gigas)

Qui trình được mô tả cho tiến hành thử nghiệm độc tính của các mẫu dung

dịch rửa giải lên sự phát triển của ấu trùng của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea

gigas) [106]. Trong thử nghiệm, phôi hàu được tiếp xúc với các mẫu dung dịch rửa

giải với một loạt các nồng độ khác nhau trong khoảng thời gian 24 giờ. Khi đó, phát

triển bình thường mô tả sự chuyển đổi của phôi trong khoảng thời gian 24 giờ là ấu

trùng “hình chữ D”, nơi ghép nối khớp vỏ có thể nhìn thấy. Mặc dù thời gian tiếp

xúc ngắn, nhưng kích hoạt tế bào với cường độ cao sẽ làm suy giảm của một số quá

trình sinh lý và sinh hóa quan trọng, có thể dẫn đến phát triển kém. Phát triển bất

thường được đặc trưng bởi những phôi chết ở giai đoạn đầu hoặc ấu trùng phát triển

nhưng không đạt đến giai đoạn hình chữ D. Điều này sẽ kéo dài từ không có các

ảnh hưởng bất thường (ở nồng độ thử nghiệm thấp) với phát triển kém (ở nồng độ

thử nghiệm cao hơn) trong tất cả các phôi và có thể chết (gây chết).

a. Phôi hàu (Crassostrea gigas) nên được tiếp xúc trong thời hạn 24 ± 2 giờ.

b. Số lượng phôi trong mỗi giếng thử nghiệm khi bắt đầu các thử nghiệm cần

xấp xỉ 50-100 trên l mL.

c. Nhiệt độ của dung dịch pha loãng thử nghiệm cần có duy trì ở mức 24 ± 2oC

trong suốt thời gian thử nghiệm.

d. Độ pH của dung dịch pha loãng thử nghiệm nên nằm trong khoảng 6,0-8,5

khi bắt đầu của thử nghiệm.

e. Lượng oxy hòa tan trong dung dịch pha loãng thử nghiệm khi bắt đầu các thử

nghiệm cần được lớn hơn 60% ASV.

f. Độ mặn dung dịch thử nghiệm nên nằm trong khoảng 22-36 ‰.

g. Kết quả của các thử nghiệm độc tính phải được loại bỏ nếu tỷ lệ ấu trùng bất

thường trong thí nghiệm kiểm soát lớn hơn 40%.

1.3.5.3 Phương pháp đánh giá theo EC50

EC50 là nồng độ độc tố gây ảnh hưởng 50% phôi không thụ tinh sau 2 giờ hay ấu

trùng hàu tiếp xúc không phát triển thành ấu trùng hình chữ D bình thường sau 24

giờ.

Các thử nghiệm phát triển của ấu trùng nên được chấm dứt sau 24 ± 2 giờ. Dung

dịch đệm formaldehyt nên được thêm vào mỗi thử nghiệm (20 µl dung dịch đệm

formaldehyt cho mỗi mL thử nghiệm pha loãng) để cố định và bảo quản các ấu

trùng. Thao tác này cần được tiến hành trong tủ hút. Nước biển nhân tạo có thể có

sử dụng như là một thay thế cho nước biển tự nhiên và được chuẩn bị bằng cách pha

nước cất hoặc nước khử ion để có độ mặn 34‰ ± 2 với muối biển loại phân tích

[106].

Nồng độ ảnh hưởng 50% của ấu trùng hàu tiếp xúc không phát triển thành ấu trùng

hình chữ D bình thường sau 24 giờ. Các dữ liệu (phần trăm của ấu trùng hình chữ D

bình thường và bất thường quan sát được) (Hình 1.2) được sử dụng để xác định

Hình 1.2 Quá trình phát triển của ấu trùng sau 24 giờ

nồng độ ảnh hưởng sự phát triển của ấu trùng.

Nguồn: [105]

Chú thích: [105]

2J: Ấu trùng bình thường sau 24 giờ

2K: Ấu trùng bất thường sau 24 giờ

Đường cong phù hợp áp dụng để đánh giá là sử dụng các mô hình hồi quy. Mỗi

mô hình đã thiết lập dữ liệu riêng. Mô hình Probit và Logit là những công cụ thống

kê phổ biến nhất cho việc đánh giá điển hình đường cong hình chữ "S" về nồng độ

và đáp ứng. Trong phương pháp Probit dữ liệu gốc được xử lý bằng cách chuyển

đổi probit [112]. Một điều kiện tiên quyết quan trọng đối với thử nghiệm là thử

nghiệm đối chứng phải có dưới 20 % cá thể thử nghiệm chết [113].

1.4 Giới thiệu về cửa sông Sài gòn - Đồng Nai

1.4.1 Giới thiệu sông Sài gòn – Đồng Nai

Theo Tổng cục môi trường thì tổng diện tích tự nhiên của lưu vực sông Sài Gòn - Đồng Nai khoảng 43.450 km2 (không kể phần diện tích thuộc lãnh thổ

Campuchia) nằm trải dài qua các tỉnh Lâm Đồng, Bình Phước, Bình Dương, Tây

Ninh, Đồng Nai, Thành phố Hồ Chí Minh, Bà Rịa - Vũng Tàu và Long An. Đây là

những địa phương phát triển công nghiệp, thương mại, dịch vụ và đô thị hoá mạnh

nhất của Việt Nam với trọng tâm là vùng kinh tế trọng điểm phía Nam. Lưu vực

sông Sài Gòn - Đồng Nai có hình nan quạt kéo dài từ cuối sườn phía Tây của dãy

Trường Sơn, Nam Trung Bộ, qua hết vùng Đông Nam Bộ. Dòng chính sông Sài

Gòn - Đồng Nai phân bố theo trục Đông Bắc - Tây Nam và toàn bộ hệ thống các

sông suối trong lưu vực đều về hai cửa chính là Gành Rái và Soài Rạp [114]. Hệ

thống sông Sài Gòn – Đồng Nai nhiều nước, lòng sông ít dốc, lũ ít đột ngột, ở hạ

lưu lòng sông mở rộng và sâu. Cửa sông có dạng vịnh, nên giao thông đường

thủy rất thuận tiện.

Bảng 1.11 Hệ thống sông Sài gòn – Đồng Nai

TT Tên sông Chiều dài (km) Chiều rộng (km) Độ sâu (km)

1 Soài Rạp 59,0 3,10 10 - 40

2 Đồng Tranh 12,5 0,50 2-20

3 Lòng Tàu 56,0 0,55 10 -25

4 Thị Vải 40,0 0,8 12 - 30

Nguồn [31]

Sông Đồng Nai bắt nguồn từ cao nguyên Lâm Viên (cao 1.500m) có chiều

dài 589km. Sông Đồng Nai phía bên trái có thêm sông La Ngà. Từ cao nguyên đổ

xuống vùng đồng bằng, qua nhiều gành thác, Trị An là thác cuối cùng, sông tiếp

nhận thêm nước Sông Bé, rồi gặp sông Sài Gòn ở Nhà Bè tạo thành hệ thống sông

Sài Gòn – Đồng Nai. Từ Nhà Bè, sông Sài Gòn - Đồng Nai chia thành nhiều nhánh

chảy qua Cần Giờ để đổ ra biển ở vịnh Gành Rái. Các chi lưu Lòng Tàu, Đồng

Tranh, Thị Vải, Soài Rạp (Hình 1.1) [114].

Sông Sài Gòn bắt nguồn từ các suối Tonle Chàm, rạch Chàm ở biên giới

Việt Nam - Campuchia thuộc huyện Lộc Ninh, tỉnh Bình Phước chảy qua địa phận

hai tỉnh Tây Ninh và Bình Dương, Thành phố Hồ Chí Minh, rồi đổ vào sông Đồng

Nai gọi chung là sông Nhà Bè (tức là dòng hợp lưu của hai sông Đồng Nai và Sài

Gòn). Sông Sài Gòn dài 256 km, chảy dọc trên địa phận thành phố dài khoảng

80 km, có lưu lượng trung bình vào khoảng 54 m³/s, bề rộng tại thành phố khoảng

Hình 1.3 Mô phỏng vị trí các cửa sông, sông Sài Gòn – Đồng Nai

225 m đến 370 m, độ sâu có chỗ tới 20 m, diện tích lưu vực trên 5000 km².

Sông Nhà Bè hình thành từ chỗ hợp lưu của sông Ðồng Nai và sông Sài Gòn

chảy ra biển Ðông bằng hai ngả chính Soài Rạp dài 59 km, bề rộng trung bình 2 km,

lòng sông cạn, tốc độ dòng chảy chậm và Lòng Tàu dài 56 km, bề rộng trung bình

0,5 km, lòng sông sâu là đường thủy chính cho tàu bè ra vào bến cảng Sài Gòn

[115].

1.4.2 Đặc điểm vùng cửa sông Thị Vải và Soài Rạp

1.4.2.1

Cửa sông Thị Vải Cửa sông Thị Vải có diện tích lưu vực 625 km2 , bắt nguồn từ khu vực Tuy

Hạ (Đồng Nai) chảy qua địa phận Bà Rịa - Vũng Tàu và sông có chiều dài khoảng

76 km. Chế độ thủy triều là bán nhật triều với biên độ cao 3,3-4,1 m. Khoảng 14

khu công nghiệp đã được thành lập chủ yếu sau năm 1996 đều nằm trong lưu vực,

hai KCN lớn của Đồng Nai là Nhơn Trạch và Gò Dầu với hàng chục nhà máy

hoạt động ngày đêm, bên bờ Đông của sông là KCN Mỹ Xuân, Phú Mỹ, Cái

Mép … của Bà Rịa - Vũng Tàu, đặc biệt, có trung tâm công nghiệp khí - điện -

đạm lớn nhất nước. Mặc dù đã có xây dựng nhà máy xử lý nước thải tập trung từng

khu công nghiệp, nhưng cửa sông vẫn chịu nhiều áp lực môi trường khác như khai

thác trái phép cát, xả thải từ nhà máy thuộc da, từ nông trường cao su và nông

nghiệp [3]. Trong tương lai các cảng như Tân Cảng, cảng Sài Gòn và Nhà máy

đóng tàu Ba Son đã chọn lựa Thị Vải để đáp ứng nhu cầu phát triển cảng biển. Tuy

nhiên, theo báo cáo của Cơ quan Bảo vệ môi trường TP.HCM (HEPA), chất lượng

nước và trầm tích ở các bến cảng trên sông Thị Vải là rất đáng quan ngại [116],

1.4.2.2 Cửa sông Soài Rạp:

Cửa sông Soài Rạp: vật liệu trầm tích vùng hạ lưu sông Đồng Nai đến cửa

Soài Rạp là tương tác biển thắng sông trong mối tương tác sông biển. Quá trình đó

dẫn đến mở rộng cửa sông sâu dần vào lục địa, hình thành các bãi triều lầy và rừng

ngập mặn mới.

Do chế độ thủy văn biến đổi lớn theo không gian và thời gian - mưa nhiều,

dòng chảy mạnh, mưa ít, dòng chảy yếu, thuỷ triều mạnh (triều cường) thì dòng

chảy mạnh hơn, xâm nhập sâu vào đất liền, có biên độ lớn, khi triều kém thì ngược

lại [117]. Vật liệu trầm tích hình thành do sông Đồng Nai chuyển tải tới từ vùng

xâm thực còn có sự đóng góp thêm một nguồn từ tái trầm tích (lắng đọng) có nguồn

gốc từ đồng bằng ven bờ của sông Đồng Nai (bùn pha cát và bùn sét). Cũng theo

nghiên cứu, quá trình lắng đọng trầm tích hạ lưu sông Đồng Nai xảy ra lúc triều lên

mạnh hơn khi triều xuống và không hề có sự bào mòn đáy [31].

Bảng 1.12 Vị trí một số KCN - Cảng bố trí trên cửa sông Soài Rạp

STT Tên KCN - Cảng trên cửa sông Soài Rạp Tọa độ

1 Khu công nghiệp Dịch vụ Dầu khí Soài Rạp 10.430105, 106.755694

2 KCN Đông NamÁ, Long An 10.535405, 106.734548

3 Cảng quốc tế Long An 10.535577, 106.738800

4 KCN Long Hậu, Long An 10.636247, 106.714270

5 KCN Hiệp Phước 2 10.640783, 106.751457

6 Cảng rau quả, Tp HCM 10.742255, 106.742185

7 Khu Chế Xuất Tân Thuận 10.751403, 106.740582

8 Khu Công Nghiệp Cát Lái 2 10.762371, 106.778735

9 KCN Hiệp Phước 1 10.654290, 106.733560

1.4.3 Hoạt động nuôi hàu vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai

Đối với vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai thuộc phạm vi Tp Hồ Chí Minh

thì huyện Cần Giờ ở phía Đông Nam thuận lợi để nuôi trồng nhiều loài hải sản có

giá trị kinh tế cao và hàu là một trong những loại hải sản chủ lực hiện đang được

nuôi nhiều và phát triển mạnh ở Cần Giờ [118]. Theo phòng Kinh tế huyện Cần

Giờ, hiện nay trên địa bàn huyện có tổng cộng 664 hộ nuôi hàu trên diện tích nuôi là

260 ha mặt nước. Sản lượng 9 tháng đầu năm 2019 đạt 11.283 tấn, tăng 14% so với

cùng kỳ năm 2018 và việc xuất khẩu con hàu Cần Giờ sang thị trường Trung Quốc

hoàn toàn khả thi [119]. Đối với vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai thuộc phạm vi

tỉnh Bà Rịa – Vũng Tàu, theo Quyết định 1548/QĐ-UBND năm 2012 của UBND

tỉnh, quy hoạch nuôi nhuyễn thể (thân mềm) như: sò Huyết, hàu đến năm 2015 là

160 ha tăng lên 230 ha (2020).

Đặc thù vùng cửa sông Thị Vải và Soài Rạp là rất khác nhau, nơi phù hợp

phát triển cảng biển nước sâu, nơi có vùng cửa sông rộng, tiếp giáp rừng ngập mặn

Cần giờ rất thích hợp nuôi trồng thủy sản và bảo tồn đa dạng sinh học, đây cũng

chính là lý do nghiên cứu lựa chọn 2 vùng cửa sông này để tìm hiểu hiện trạng ô

nhiễm kim loại Cu, Pb tổng trong trầm tích. Hơn nữa các số liệu thu thập từ các

nghiên cứu trước đó, Bảng 1.2 cho thấy hàm lượng đồng trong trầm tích dao động

12,1-98,4; Chì dao động 2,02 – 25,00 mg/kg đối với sông Thị Vải và 11,9- 58,8;

EPA.

2,59 -63,10 mg/kg với sông Sài Gòn, đều nằm trong khoảng cảnh báo theo SQG –

Tóm lại: thông qua các nghiên cứu trên Thế giới và Việt Nam đã tham khảo

được, hầu hết các nghiên cứu đều đã xác nhận được sự hiện diện của kim loại nặng

có trong trầm tích ở các cửa sông và cũng đã nghiên cứu độc tính và nhận diện,

đánh giá các mối nguy do chất kim loại nặng trong trầm tích đến các nguồn lợi thủy

sản, cụ thể trên hàu Thái Bình dương. Các mối nguy có thể trở thành hiện thực khi

các yếu tố môi trường thay như pH và độ mặn đã được trình bày trước. Do đó, các

nghiên cứu cần phải đi sâu hơn nữa vào nghiên cứu độc tính kim loại nặng trong

trầm tích do quá trình giải phóng khi yếu tố môi trường thay đổi như do biến đổi khí

hậu (nhiễm mặn, pH) và đặc biệt hơn nữa là nghiên cứu trầm tích kết hợp với Cu,

Pb cụ thể tại các khu vực cửa sông Sài gòn – Đồng Nai đến khả năng sinh sản và

phát triển của con hàu là vô cùng cần thiết và đó cũng là mục tiêu của đề tài.

CHƯƠNG 2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

Để thực hiện các nội dung nghiên cứu, sơ đồ tổng thể các bước nghiên cứu

được trình bày trong Hình 2.1.

Thu mẫu trầm tích

Vùng cửa sông Soài Rạp Vùng cửa sông Thị Vải

Đánh giá tồn lưu Cu, Pb

Khảo sát ảnh hưởng pH,

độ mặn

Khảo sát cơ chế hấp phụ Cu, Pb Đánh giá ảnh hưởng lên phôi, ấu

Điều chế dung dịch lắng cho thử nghiệm

trùng hàu

Thử nghiệm độc tính trầm

Chuẩn bị phôi hàu tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+ lên phôi, ấu

trùng hàu

Thử nghiệm độc tính sinh sản hàu Thử nghiệm độc tính ấu trùng hàu

Hình 2.1 Sơ đồ tổng thể nghiên cứu của Luận Án

Kết luận

2.1 Hóa chất, dụng cụ, thiết bị

 Các hóa chất sử dụng trong thí nghiệm là loại tinh khiết phân tích của Merck

bao gồm: CuCl2 2H2O, Pb(NO3)2, NaOH, HNO3, NaOH, H2O2.

 Nồng độ dung dịch lưu trữ là 1000mg/L cho Cu2+ và 10g/L cho Pb2+.

 Điều chế nước biển nhân tạo theo Dana R. Kester, bằng cách sử dụng nước

cất đã khử ion với các muối tinh khiết phân tích để có độ mặn 35 ± 2 ‰. Pha

trước ít nhất 24 giờ khi sử dụng và sục khí liên tục khi chuẩn bị và sử dụng

[85]. Yêu cầu môi trường nước biển khi pha loãng cho thí nghiệm độc tính

phôi ấu trùng hàu là độ mặn của nước muối từ 28-36 ‰, độ pH từ 6,0 đến

8,0, hàm lượng oxy hoà tan khi bắt đầu thử nghiệm phải lớn hơn 6mgO2/L

[105].

 Phân tích kim loại nặng trên máy ICP-OES hãng AMETEK.

 Thiết bị lắc GFL 3015 của Đức.

 Máy ly tâm DLAB DM0636 của Đức

 Kính hiển vi Steindoref

 Buồng đếm sinh vật phù du Sedgewick RafterModel 3-1801-G20 Wild

Supply Company

 Buồng đếm hồng cầu Haemocytometer.

 Đo pH có độ chính xác đo ít nhất ± 0,05 đơn vị pH hãng HANA.

 Các chai phải được làm sạch trước khi sử dụng bằng cách làm đổ đầy axit

nitric 1M trong ít nhất 24 giờ và sau đó xả sạch bằng nước khử khoáng [82].

 Các trầm tích sử dụng dành riêng cho thử nghiệm độc tính, được bảo quản trong bóng tối ở 4oC trong thời gian tối đa là 7 ngày trước khi sử dụng. Trầm

tích sử dụng trong thí nghiệm là trầm tích ướt.

2.2 Phương pháp thu và xử lý mẫu trầm tích

 Dung cụ lấy mẫu: xô, gáo, cào thu gom, sàng bằng vật liệu nhựa poly

etylen.

 Quá trình thu mẫu tham khảo theo: Theo TCVN 6663-15: 2004 (ISO 5667-

15: 1999) Chất lượng nước – Lấy mẫu - Phần 15: Hướng dẫn bảo quản và xử lý

mẫu bùn và trầm tích [120]. Với mục đích lấy mẫu trầm tích để khảo sát Hàm lượng

Cu, Pb trong trầm tích vùng cửa sông, sử dụng mẫu trong thí nghiệm khảo sát ảnh

hưởng pH, độ mặn lên tính di động của Cu, Pb trong trầm tích và thử nghiệm độc

tính nên các vị trí lấy mẫu được lựa chọn:

 Từ cửa biển vào sâu khoảng 30 km, được mô phỏng theo Hình 2.2 và 2.3, các vị

trí có độ mặn dao động 16-35‰ (phù hợp với điều kiện nuôi hàu 22-36 ‰).

 Các điểm lựa chọn là cố định cho các đợt lấy là 7 mẫu tổ hợp. Khu vực lấy mẫu

có đường kính 10 m, lấy 5 mẫu ở 4 góc với tâm đường chéo và trộn lấy 1 mẫu

tổ hợp theo Ohio EPA (2001) [121,122].

 Do các mẫu dùng cho thử nghiệm độc tính trầm tích nên chiều sâu lấy mẫu

trong phạm vi 0-10 cm tính từ bề mặt bùn [120].

 Lấy mẫu cách mép bờ khoảng 15 – 25 m vì nếu lấy gần bờ bị ảnh hưởng bởi

xác thực vật, lá cây, tác dụng của ánh sáng mặt trời khi triều xuống. Lấy xa bờ

thường do dòng chảy quá mạnh, thành phần lấy sẽ không đại diện cho mẫu trầm

tích. Lựa chọn các bãi bùn trầm tích ít xáo trộn do hoạt động vận tải hay dòng

chảy siết [36].

 Mẫu đã thu trong 3 đợt:

o Đợt 1 tháng 2/2017 (cửa sông Soài Rạp)

o Đợt 2 tháng 3/2017 (cửa sông Thị Vải)

Mẫu đợt 1 và 2 được sử dụng cho xác định hàm lượng Cu, Pb trong trầm

tích. Lựa chọn 3 mẫu đại diện vùng cửa sông Soài Rạp cho thí nghiệm khảo sát ảnh

hưởng pH, độ mặn.

o Đợt 3 tháng 4/2017 (cửa sông Soài Rạp)

Mẫu đợt 3 được thu làm mẫu tham chiếu cho khảo sát hấp phụ, giải hấp phụ

và thử nghiệm độc tính. Lựa chọn mẫu dựa vào kết quả phân tích đợt 1 (mẫu chưa

bị ô nhiễm) và khảo sát hiện trường (gần khu vực nuôi hàu thương phẩm).

 Mẫu trầm tích đã được làm cho đồng nhất, qua sàng 1 mm và sau đó tách ra để

riêng cho thí nghiệm [109].

 Các mẫu trầm tích dùng cho phân tích xác định hiện trạng ô nhiễm kim loại Cu

và Pb trong trầm tích cửa sông được làm khô tự nhiên, sấy 105ºC cho đến khối

lượng không đổi (khoảng 2 giờ). Sau đó, nghiền, qua sàng 0,5 mm và cân

khoảng (1,0 gam) của các hạt mịn nhất khô được phân hủy bằng hỗn hợp của

H2O2, HCl và HNO3 [123].

 Mẫu trầm tích dùng thử nghiệm độc tính qua sàng 1mm, bảo quản lạnh 4ºC và

trong thùng PE màu để tránh ánh sáng cho đến khi thử nghiệm và bảo quản

Hình 2.2 mô phỏng các vị trí lẫy mẫu tại vùng cửa sông Soài Rạp

Hình 2.3 Mô phỏng các vị trí lẫy mẫu tại vùng cửa sông Thị Vải

không quá 2 tháng [92].

2.3 Phương pháp phân tích mẫu

Mẫu trầm tích dùng cho phân tích các chỉ tiêu kim loại nặng, pH, độ mặn,

Cu, Pb, Al và hàm lượng tổng carbon hữu cơ TOC.

– Xác định pH trầm tích theo TCVN 5979

– Xác định độ mặn theo TCVN 6194

– Phá mẫu trầm tích cho phân tích kim loại nặng theo TCVN 6649 : 2000

– Xác định các chỉ tiêu kim loại nặng trong dung dịch TCVN 6665:2011 [124].

– Xác định tổng carbon hữu cơ (TOC) theo TCVN 8941

– Ba mẫu trầm tích khảo sát ảnh hưởng pH và độ mặn đã được chọn tại vùng

cửa sông Soài Rạp, nơi có hàm lượng Cu và Pb cao [125] là các mẫu SR3,

SR5, SR7, Hình 2.1.

2.4 Thí nghiệm khảo sát pH và độ mặn lên quá trình giải phóng Cu và Pb

trong trầm tích

2.4.1 Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu và Pb

trong trầm tích

Mô hình nghiên cứu được trình bày theo các nghiên cứu trước [83,80,86]. Sáu

mức độ pH khác nhau từ 2 đến 12 được chuẩn bị (bao gồm cả pH ≤2 và ≥12) trong

đó có giá trị pH tự nhiên (không bổ sung axit hoặc bazo). Sử dụng axit/bazo để điều

chỉnh pH, pH 2 sử dụng HNO3 2,5 M, pH 4 sử dụng HNO3 1M và pH 6 sử dụng

HNO3 0,25 M; tương tự cho các nồng độ NaOH cho pH kiềm. Mỗi thí nghiệm lặp

lại 3 lần và tính kết quả trung bình.

Lấy 15 gam mẫu trầm tích (đã qui đổi về cân khô) đã qua sàng 1 mm cho vào

bình Erlenmeyer 250 mL có nút nhám. Nước cất và axit/bazo điều chỉnh đảm bảo tỉ

lệ lỏng/rắn (L/S) là 10 (mL/g). Sử dụng HNO3 và NaOH để ổn định pH của các thí

nghiệm (sử dụng Metromh 848 Titrino plus). Các bình được lắc với tốc độ 350

vòng/phút bằng thiết bị lắc GFL 3015 của Đức để đảm bảo quá trình tái lơ lửng

trầm tích trong suốt thí nghiệm (theo các thử nghiệm sơ bộ). Kiểm tra sau khoảng

15, 30, 60 phút để tránh tăng áp suất. Nhiệt độ giữ không đổi trong suốt quá trình

thử nghiệm là 27 ºC.

 Giai đoạn A: từ thời gian bắt đầu t0 đến (t0+4 giờ): bổ sung axit hay bazo.

Giá trị pH này được sử dụng là pHstart.

 Giai đoạn B: từ (t0+4 giờ) đến (t0+44 giờ): thời gian cân bằng.

 Giai đoạn C: từ (t0+44 giờ) đến (t0+48 giờ ): xác minh điều kiện cân bằng.

Điều kiện đạt được khi độ lệch pH trong thời gian kiểm tra ở 4 giờ cuối cùng

của thử nghiệm là dưới 0,3. Nếu pH >0,3 cần phải tiếp tục kéo dài thêm thời gian

ngâm chiết [83].

Sau khi kết thúc, huyền phù được để lắng 15 -20 phút và lọc bằng giấy lọc

Whatman (0,45 µm). Mẫu sau khi lọc được axit hóa với một giọt HNO3 đậm đặc để

đưa về pH < 2. Phân tích kim loại Cu và Pb bằng ICP – OES.

2.4.2 Thí nghiệm khảo sát ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu và

Pb trong trầm tích

Qui trình thí nghiệm mô phỏng theo nghiên cứu của Zhao và cộng sự, và

Wong và cộng sự [126,84].

Lấy 15 gam mẫu trầm tích (đã qui đổi về cân khô) qua sàng 1 mm cho vào bình

Erlenmeyer thủy tinh 250 mL có nút nhám. Sử dụng nước muối nhân tạo 35 ‰ pha

loãng có dãy độ mặn từ 5, 10, 15, 20, 25, 30 và 35 ‰ để phù hợp với khoảng độ

mặn ở vùng cửa sông. Tỉ lệ nước biển nhân tạo: trầm tích là 10:1 (mL/g) cho mỗi

bình. Các bình được lắc ở 300 vòng/phút bằng thiết bị lắc GFL 3015 để đảm bảo

quá trình tái lơ lửng trầm tích trong suốt thí nghiệm, ở 27 ºC trong 24 giờ đây là

khoảng thời gian đủ để quá trình đạt trạng thái cân bằng dựa vào các thí nghiệm sơ

bộ. Giá trị pH được ổn định trong phạm vi 6,5 – 7 cho tất cả các thí nghiệm. Nhiệt độ giữ không đổi trong suốt quá trình thí nghiệm là 27 ±2 0C.

Sau khi kết thúc thí nghiệm, huyền phù được để lắng khoảng 20 phút và lọc

bằng giấy lọc Whatman (0,45 µm). Mẫu sau khi lọc được axit hóa bằng HNO3 đậm

đặc để đạt pH < 2. Mẫu dung dịch được phân tích hàm lượng kim loại Cu và Pb

bằng ICP – OES.

Thí nghiệm khảo sát hấp phụ Cu2+ và Pb2+ của trầm tích cửa sông

2.5 2.5.1 Xác định cân bằng hấp phụ Cu2+ và Pb2+ lên trầm tích

Trầm tích tươi được ngâm rửa bằng nước muối nhân tạo, lắng, gạn, 3 lần.

Việc rửa nhằm giúp trầm tích được làm sạch để tăng cường các vị trí hấp phụ hoạt

động trên trầm tích để cho các ion kim loại dễ dàng thâm nhập vào trầm tích

[127,17]. Qui trình thực hiện mô phỏng theo [17,128]. Trầm tích ướt sau quá trình

rửa được sử dụng trong thí nghiệm kết hợp, vì trầm tích đã sấy khô sẽ làm thay đổi

đặc tính của trầm tích và do đó, làm giảm tính đại diện của mẫu. Các thí nghiệm hấp

phụ được thiết kế với tỷ lệ lỏng: rắn xấp xỉ 10:1. Các dung dịch (150 mL) được điều chế bằng cách pha loãng các dung dịch gốc (1000 mg/L đối với Cu2+ và 10 g/L đối với Pb2+). Khoảng nồng độ của các dung dịch Cu2+ và Pb2+ điều chế thay đổi từ 0,0

đến 80,7 mg/L và 0,0 đến 5000 mg/L, tương ứng. Các dung dịch được chuyển vào

bình nón 250 mL có chứa 15,0 g trầm tích (đã qui đổi về cân khô). Các bình hình

nón được lắc bằng máy lắc GFL3015 ở khoảng 150 vòng / phút, ở nhiệt độ phòng

(27ºC) trong 24 giờ, đây là thời gian quá đủ để đạt đến trạng thái cân bằng ở nhiệt

độ phòng dựa trên các thí nghiệm sơ bộ. pH được điều chỉnh về 7,0±0,3 và giữ

không điều chỉnh trong quá trình thí nghiệm. Sau kết thúc, lắng 15 phút, gạn và ly

tâm (máy ly tâm DLAB DM0636) ở tốc độ 1200 vòng / phút trong 15 phút [99] và nước ở trên trầm tích được tách ra (axit hóa pH < 2) đưa đi phân tích Cu2+ (hay Pb2+) bằng ICP – OES và trầm tích được gạn, chuẩn bị dung dịch lắng. 2.5.2 Xác định động học hấp phụ Cu2+ và Pb2+ lên trầm tích

Các thí nghiệm động học được thực hiện bằng cách trộn 15,0 g trầm tích với 150 mL dung dịch Cu2+ (66,7 mg/L) và Pb2+ (3333 mg/L) và lắc ở khoảng 150

vòng/phút ở nhiệt độ phòng. Các mẫu được rút tại các khoảng thời gian xác định 1,

2, 4, 6, 12, 18, 24 giờ, ly tâm ở 1.200 vòng / phút trong 15 phút và sau đó hàm

lượng kim loại được phân tích bằng ICP-OES.

2.6 Thí nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+ lên phôi

hàu

2.6.1 Chuẩn bị dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+

Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn theo các thông số trong nghiên cứu

cân bằng, động học trong mục 2.5.1& 2.5.2. Điều chế dung dịch lắng thực hiện theo

một số nghiên cứu [129,104,99]. Các phần rắn thu được từ mục 2.3.1 đã được lắc

(máy lắc GFL3015, 150 vòng/phút) trong nước muối nhân tạo trong bình nón thủy

tinh với tỷ lệ 1:4 (trầm tích/nước) trong 12 giờ , ở nhiệt độ phòng (27ºC), thời gian

đủ để quá trình đạt cân bằng theo các thí nghiệm sơ bộ. Sau kết thúc, lắng 15 phút,

gạn và ly tâm ở 1200 vòng / phút trong 15 phút. Sau khi ly tâm, các mẫu chất lỏng

được lấy để phân tích Cu và Pb, phần lớn dung dịch rửa giải còn lại dùng cho thử

nghiệm độc tính trong vòng 24 giờ.

2.6.2 Chuẩn bị sinh vật thử nghiệm

2.6.2.1 Chuẩn bị phôi

Hàu bố mẹ thu mua từ các trại nuôi hàu ở vịnh Gành Rái, Vũng Tàu, có các

điều kiện kiện nuôi trồng tương đồng với các điều kiện vùng cửa sông Sài Gòn -

Đồng Nai như trong nghiên cứu trước đó [65]. Lựa chọn từ những con đực và con

cái tốt nhất để thu trứng và tinh trùng theo các hướng dẫn [104,130], cụ thể hàu bố

mẹ phải được nuôi tối thiểu khoảng 6 - 8 tháng, đồng đều, có gờ sinh trưởng thưa

rõ. Trứng và tinh trùng được lựa chọn cho vào 2 cốc 250 mL riêng với 200 mL

nước biển nhân tạo. Mật độ trứng được xác định từ ba lần đếm số trứng (sử dụng

buồng đếm sinh vật phù du The Gridded Sedgewick Rafter) [108], sau đó, bổ sung

nước biển để đạt 6000 trứng/mL [98]. Tương tự cho tinh trùng, đếm (sử dụng buồng

đếm hồng cầu Haemocytometer) và bổ sung nước biển nhân tạo sao cho huyền phù

tinh trùng đạt 2 triệu tinh trùng /mL [105].

2.6.2.2 Quá trình thụ tinh

Trong vòng 30 phút kể từ khi thu được trứng và tinh trùng, nên cho thụ tinh.

Trứng được thụ tinh với tinh trùng với tỷ lệ 1:10 trong nước biển nhân tạo có lọc

(hay dung dịch rửa giải ở những nồng độ khác nhau) và mật độ 30 - 35 phôi/mL

[108], để đảm bảo quá trình thụ tinh xảy ra [105]. 2.6.3 Thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+

2.6.3.1 Thử nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+ lên quá trình

thụ tinh của hàu

 Thử nghiệm độc tính trầm tích mô phỏng theo nghiên cứu Salem Fathallan

[104], theo mô hình ASTM E 1706 – 05 và EPA [129,131], theo nghiên cứu của

Gamain và cộng sự và theo nghiên cứu của Mai Hương và cộng sự [65]. Thử

nghiệm độc tính được thực hiện trên các giếng Microplate 24 giếng loại 3mL (loại

polystyrene).

 Yêu cầu môi trường nước biển khi pha loãng cho thí nghiệm độc tính phôi ấu

trùng hàu là độ mặn của nước muối từ 28-36 ‰, độ pH từ 6,0 đến 8,0, hàm lượng

oxy hoà tan khi bắt đầu thử nghiệm phải lớn hơn 6mgO2/L [105].

 Pha nhanh huyền phù tinh trùng có mật độ 50000 tinh trùng/mL và 5000 tinh

trùng/mL.

 Pha nhanh huyền phù trứng có mật độ 600 trứng /mL và 60 trứng/mL.

 Lấy 1,0 mL (50000 tinh trùng/mL) thêm vào lần lượt các cốc chứa 10,0 mL

dung dịch rửa giải ở các nồng độ kết hợp Cu2+ (hay Pb2+).

 Lấy 1,0 mL (600 trứng/mL) thêm vào lần lượt trong các cốc có chứa 10,0 mL

dung dịch rửa giải ở các nồng độ kết hợp Cu2+ (hay Pb2+) theo thí nghiệm trên.

 Quá trình thử nghiệm

Sau 30 phút tiếp xúc, tiến hành các thí nghiệm sau:

Thí nghiệm (1): 1,0 mL dung huyền phù tinh trùng tiếp xúc dung dịch lắng

(5000 tinh trùng/mL) được thêm vào 10,0 mL dung dịch các tế bào trứng (60

trứng/mL) chưa phơi nhiễm. Sau đó, lấy 2 mL cho vào mỗi giếng (Microplate).

Thí nghiệm (2): 1,0 mL dung dịch (5000 tinh trùng/mL) chưa tiếp xúc dung

dịch rửa giải được thêm vào 10,0 mL dung dịch trứng tiếp xúc dung dịch rửa giải.

Sau đó, lấy 2mL cho vào mỗi giếng (Microplate).

Thí nghiệm (3): 1,0 mL tinh trùng đã tiếp xúc dung dịch rửa giải vào 10,0

mL tế bào trứng tiếp xúc với các dung dịch rửa giải. Sau đó, lấy 2mL cho vào mỗi

giếng (Microplate)

Thí nghiệm kiểm soát (4): 1,0 mL tinh trùng chưa tiếp xúc dung dịch rửa giải

(5000 tinh trùng/mL) và 10,0 mL dung dịch các tế bào trứng (60 trứng/mL) chưa

tiếp xúc hóa chất. Sau đó, lấy 2mL cho vào mỗi giếng (Microplate), mỗi lần 3-5

giếng.

Các thí nghiệm được ủ trong 2 giờ ở 24 ± 1oC. Sau khoảng thời gian này, 100

μL dung dịch formalin 40 % đã được thêm vào mỗi Microplate và 1 mL được lấy từ

mỗi giếng đã được kiểm tra dưới kính hiển vi Steindoref ở 40X bằng buồng đếm

sinh vật phù du The Gridded Sedgewick Rafter.

2.6.3.2 Thực nghiệm độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+và Pb2+ lên quá trình

phát triển của ấu trùng hàu

Lấy 10,0 mL huyền phù trứng trong cốc (6000 trứng/mL) cho vào bình định

mức 100mL có chứa một ít nước muối nhân tạo, bổ sung tiếp 0,3 mL huyền phù

tinh trùng từ cốc (2 000 000 tinh trùng/mL) và cuối cùng định mức thành 100 mL

bằng nước muối nhân tạo (600 trứng/mL). Chuyển sang cốc 250 mL để có bề mặt

thoáng tốt.

 Sau 2 giờ, huyền phù đã thụ tinh, lấy 1,0 mL thêm vào trong các cốc có

chứa 10,0 mL dung dịch rửa giải ở các nồng độ khác nhau (còn khoảng 60

trứng/mL). Lắc đều và lấy cho ra 3 đến 5 giếng dung tích 2mL/giếng [101].

 Thực hiện tương tự với thử nghiệm kiểm soát: thay 10mL dung dịch rửa

giải bằng nước muối nhân tạo.

 Phôi được ủ ở 24 °C trong 24±2 giờ với tỉ lệ ngày đêm là 14:10, không

sụt khí.

Sau 24 giờ, 100 μl dung dịch formalin đệm 40% đã được thêm vào mỗi

Microplate và 1,0 mL được lấy từ mỗi giếng đã được kiểm tra số ấu trùng bình

thường và bất thường dưới kính hiển vi STEINDOREF ở 40X bằng buồng đếm sinh

vật phù du The Gridded Sedgewick Rafter.

2.7 Phân tích dữ liệu thí nghiệm

2.7.1 Tính toán các chỉ số đánh giá theo phương pháp tiếp cận nền

Chỉ số làm giàu EF:

ẫ (2.1) =

ạ ạ ề

(2.2) = ạ ề

Ckim loại hàm lượng kim loại trong trầm tích, Cklnền hàm lượng nền của kim

loại trong lớp vỏ lục địa phía trên theo Karl K Turekian và Karl Hans Wedepohl

[57] hoặc theo nền tiền công nghiệp theo Lars Hakanson [58,24].

Chỉ số PLIi cho 1 vị trí:

)/ (2.3) = ( …

Chỉ số Igeo

(2.4) = log 1,5

Cn là nồng độ kim loại và Bn là nồng độ nền của kim loại đó theo Karl K

Turekian và Karl Hans Wedepohl [57] là đá lớp vỏ lục địa hay trong đá phiến sét

trung bình được sử dụng cho trầm tích sông, hồ nếu tài liệu tham khảo nền hiện

chưa có. Hệ số 1,5 đại diện cho số hiệu chỉnh bao gồm các biến đổi có thể có của

các giá trị nền. 2.7.2 Tính toán lượng Cu2+ và Pb2+ giải phóng khỏi trầm tích do pH và độ mặn

(2.5)

2.7.2.1 Tỷ lệ (%) kim loại nặng giải phóng

% = . 100 . â. ầ í

(2.6)

Dung lượng giải phóng qKLN (mg/kg)

= . â

Trong đó: % KLN : tỷ lệ kim loại nặng được giải phóng

Cdd: nồng độ KLN trong dung dịch 24 giờ (mg/L)

Vdd: Thể tích dung dịch ngâm chiết (0,15 L)

mcân: khối lượng trầm tích khô (0,015 kg)

Ctrầm tích: hàm lượng KLN trong trầm tích (mg/kg)

2.7.2.2 Đánh giá theo hệ số cân bằng hấp phụ Kd

Hệ số cân bằng hấp phụ (Kd) được dùng để đánh giá sự phân bố kim loại nặng

giữa trầm tích và môi trường nước [84]. Kd được xác định bằng cách tính tỷ lệ nồng

độ của kim loại nặng còn gắn với trầm tích (theo trọng lượng khô) trên nồng độ kim

loại nặng hòa tan ở trạng thái cân bằng:

(2.7)

ổ − = = ắ ị . ị ị

Trong đó:

Crắn: hàm lượng chất tan có trong pha rắn (mg/kg)

Cdung dịch: hàm lượng chất tan giải phóng trong dung dịch (mg/L)

Ctổng: hàm lượng chất tan trong pha rắn ban đầu (mg/kg)

V: Thể tích dung dịch chiết (L)

m: khối lượng mẫu trầm tích chiết (kg)

2.7.3 Tính toán cân bằng hấp phụ

(2.8)

Dung lượng hấp phụ:

= ( − ). m

(2.9)

Phương trình đẳng nhiệt Langmuir [17]:

= + 1 1 1 1

Vẽ 1/q theo 1/C, phương trình có dạng y=ax+b, qua đó có thể xác định q0.

Phương trình đẳng nhiệt Freundlich [17]: q = y/m = KF.C1/nF

(2.10)

Hay:

= + 1

Vẽ logq theo logC, phương trình có dạng y=ax + b Trong đó q0, qi là dung lượng hấp phụ Cu2+ (hay Pb2+) cực đại và tại thời

điểm cân bằng (mg/g);

Ci là nồng độ Cu2+ (hay Pb2+) bị hấp phụ tại thời điểm cân bằng (mg/g);

KL là hằng số hấp phụ Langmuir (L/mg).

KF và 1/nF là các hằng số của phương trình đẳng nhiệt hấp phụ Freundlich.

2.7.4 Tính toán động học hấp phụ

Để nghiên cứu cơ chế hấp phụ, mô hình động học giả bậc 1, mô hình động học

giả bậc 2 thường được sử dụng để phân tích và mô hình hóa các dữ liệu hấp phụ

 Phương trình giả bậc 1:

(2.11)

( − ) − = −

(2.12)

động học

Vẽ ( − ) theo t

Hay ( − ) = − +

 Phương trình giả bậc 2:

(2.13)

Vẽ 1/qt theo 1/t

= 1 1 1 1

qe dung lượng hấp phụ Cu2+ (hay Pb2+) tại thời điểm cân bằng (mg/g) qt dung lượng hấp phụ Cu2+ (hay Pb2+) tại thời điểm t

k1 và k2 hằng số vận tốc giả bậc 1, bậc 2.

2.7.5 Tính EC50

2.7.5.1 Tính số trứng, tinh trùng

Đếm số lượng trứng trong buồng đếm sinh vật phù du The Gridded

Sedgewick Rafter 1mL, tính ra được số trứng/mL.

Đếm số lượng tinh trùng trong buồng đếm hồng cầu Haemocytometer, tính ra

được số tinh trùng/mL.

2.7.5.2 Tính số phôi không thụ tinh và ấu trùng bất thường

Để tính toán tỷ lệ thụ tinh, tế bào trứng không thụ tinh được ghi nhận

dưới kính hiển vi. EC50 là nồng độ độc gây ảnh hưởng 50% không thụ tinh được

tính. Tỷ lệ % số lượng ấu trùng 'bất thường' được tính toán là 100 trừ đi % ấu trùng

hình chữ D bình thường. “'Bất bình thường” bao gồm những trứng không thụ tinh

và những con đã chết ở giai đoạn phát triển sớm hoặc bị biến dạng (Hình 1.1 và

Hình 1.2 [98].

2.7.5.3 Tính EC50

EC50 được tính dựa vào probit [112] và phần mềm Data Analysis trong

Excell. Một điều kiện tiên quyết quan trọng đối với thử nghiệm là thử nghiệm kiểm

soát phải dưới 20% ấu trùng bất thường. Trong thí nghiệm này, ít nhất ba cặp hầu

bố mẹ khác nhau đã được sử dụng và ba lần lặp lại được thực hiện cho từng điều

kiện và cho mỗi cặp bố mẹ [113]

2.7.6 Xử lý số liệu

Các số liệu thu thập được tập hợp và xử lý thống kê bằng phần mềm có trong

Exel. Để giảm thiểu các nguồn dẫn đến sai số, mẫu đối chứng và mẫu lặp đã được

sử dụng trong các chương trình phân tích để đánh giá độ chính xác và sai lệch. Các

thí nghiệm và phân tích đều được lặp lại 3 lần. SPSS 20.0 được sử dụng để xác định

tính đồng nhất của phương sai, sau đó xác định sự sai khác các giá trị trung bình

giữa các thí nghiệm với giá trị p < 0,05 bằng Tukey’s test post hoc khi Sig>0,05

hoặc Tamhane khi Sig<0,0.

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1 Đánh giá hàm lượng (Cu, Pb) trong trầm tích tại các cửa sông Sài Gòn –

Đồng Nai.

3.1.1 Đánh giá hàm lượng (Cu và Pb) trong trầm tích tại cửa sông Soài Rạp

3.1.1.1 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp

Kết quả phân tích các thông số đặc trưng của các mẫu trầm tích từ các vị trí

vùng cửa sông Soài Rạp (Hình 2.1, Bảng 3.1) cho thấy:

Giá trị pH trong trầm tích (Bảng 3.2), dao động từ 6,43 – 7,36, giá trị pH

tăng dần theo hướng ra cửa biển, nằm trong khoảng biến động được tìm thấy phổ

biến trong trầm tích từ cửa sông và biển, như pH 7,3 – 7,8 vào mùa hè tại cửa sông

Tirumalairajan, bờ biển phía Đông nam Ấn Độ [132] và 6,0 – 7,7 ở phía nam vịnh

Moreton, Úc [133], cũng tương đồng với nghiên cứu khảo sát ở cửa sông Mê Kong

có pH dao động 6,6 -8,0 [36]. Giá trị độ mặn của khu vực nghiên cứu, Bảng 3.2,

dao động từ 16 – 23 ‰ và tăng dần theo hướng từ sông ra cửa biển. Nhìn chung, pH

và độ mặn không có sự biến động khác thường.

Hàm lượng TOC có trong mẫu trầm tích khảo sát (Bảng 3.2), dao động từ

3,28 – 3,48%, đây là giá trị dao động thường thấy trong trầm tích cửa sông, dao

động 2,05 – 3,44% vào mùa mưa tại cửa sông Tirumalairajan, bờ biển phía đông

nam Ấn Độ [132] và 1,2–5,2% tại vịnh Cadiz, Tây Ban Nha [134]. Hàm lượng TOC

các mẫu nghiên cứu tương đối ổn định, có tăng nhẹ từ phía cửa biển vào sâu đất liền

nhưng biến thiên không lớn (3,28 – 3,48%), trong đó mẫu SR4, SR5 có hàm lượng

TOC cao nhất với hàm lượng là 3,48% & 3,44%, có thể các vị trí này gần ngã ba

sông, giao giữa sông Soài Rạp và Vàm Cỏ và ở bên phần bãi bồi (Hình 2.1 và Bảng

3.1). Kết quả nghiên cứu thu được cho thấy giá trị TOC là tương đồng với kết quả

nghiên cứu của Costa-Böddeker và cộng sự, khi khảo sát trầm tích khu vực của

sông Thị Vải và rừng ngập mặn Cần Giờ cho dao động từ 2 - 8%, trung bình là 3%

[3] và cao hơn rất nhiều so với nghiên cứu của Li và cộng sự., về trầm tích sông

Dương Tử, Trung Quốc [135] và trong nghiên cứu của Shen và cộng sự, tại vùng

cảng biển Ninh Ba, Trung Quốc, dao động từ 0,97-1,44% [136] hay nghiên cứu của

Koukina & Lobus về trầm tích cửa sông Cái, vịnh Nha Trang, dao động 0,6-1,8%

[32]. Điều này có thể được lý giải có thể do sông Soài Rạp chảy qua khu vực rừng

ngập mặn Cần Giờ có thảm thực vật rộng lớn, các khu vực dân cư đông đúc của

Thành Phố Hồ Chí Minh, những nơi bổ sung một lượng chất hữu cơ thực vật lơ

Bảng 3.1 Các vị trí thu mẫu trầm tích ở cửa sông Soài Rạp

lửng không nhỏ cho cửa sông.

Toạ độ

Mẫu

Vị trí

Ghi chú

X (N)

Y (E)

SR1

10.421782 N

Gần cửa biển – Bên Cần Giờ

SR2

10.4408

106.792608

Bên Cần Giờ

106.808735 E Bên trái nuôi hàu, bên phải là rừng mắm, xung quanh không có nhà dân Bãi bùn rộng lớn

SR3

10.460229 N

106.770198 E

SR4

Bên Cần Giờ

10.467092 N

106.773012 E

Tại vị trí lấy mẫu có một số nhà dân cư trú và xung quanh không nuôi hàu, lớp bùn mỏng

SR5

10.495002 N

106.759500 E

Tại vị trí lấy mẫu có nuôi hàu (chủ yếu thu ấu trùng hàu từ các rừng đước). Nền đất cứng, lớp bùn mỏng.

Ngã ba sông Vàm Cỏ Đông và sông Soài Rạp – Bên Cần Giờ

SR6

Bên Cần Giuộc

10.561738 N

106.729077 E

SR7

10.585872 N

106.679248 E

Sông nhánh Cần Giuộc

Ngã ba giao sông nhánh với Soài Rạp, nước chảy xoáy và mạnh. Nước sông ô nhiễm bởi rác sinh hoạt Tại vị trí lấy mẫu không có nhà dân sinh sống, xunh quanh là rừng mắm, mặt nước sông ô nhiễm bởi rác sinh hoạt .

Các thành phần hữu cơ có liên quan đến quá trình lưu giữ và vận chuyển kim

loại nặng trong thủy vực [30,137]. Các nghiên cứu cho thấy chất hữu cơ trong trầm

tích đã được công nhận là một thành phần quan trọng trong việc lưu giữ các kim

loại nặng, các chất hữu cơ chứa nhóm chức S, O, N có khả năng thu hút kim loại

nặng rất mạnh, nhưng quá trình phân hủy các chất hữu cơ tạo ra các phối tử hữu cơ

hòa tan (carbon hữu cơ hòa tan, DOC) có thể thay đổi dạng kim loại trong dung

dịch làm ảnh hưởng đến tính hấp phụ, di động, độc tính và khả dụng sinh học của

kim loại [45,46].

Phân tích mối tương quan giữa TOC và các thông số khác như hàm lượng

Cu, Pb, pH và độ mặn cho thấy TOC tương đối đồng đều, từ không tương quan đến

tương quan rất thấp và không có ý nghĩa thống kê, điều này có thể là do sự phân

hủy vi sinh vật mạnh mẽ của các chất hữu cơ lắng đọng, do xáo trộn trầm tích (như

thủy triều, vận tải), cũng có thể góp phần phá hủy và dịch chuyển các chất hữu cơ

Bảng 3.2 Kết quả TOC, pH, và độ mặn của trầm tích cửa sông Soài Rạp

trong trầm tích [138].

Mẫu

TOC (%)

pH

Độ mặn (‰) Cu (mg/kg)

Pb (mg/kg)

3,3 ± 0,2

7,3 ± 0,1

23 ± 2

16,40±0,02

28,20±0,02

SR 1

3,4 ± 0,2

7,3 ± 0,1

23 ± 2

16,70±0,03

39,40±0,02

SR 2

3,3 ± 0,2

7,3 ± 0,1

21± 2

22,50±0,03

41,60±0,02

SR 3

3,5 ± 0,2

7,4 ± 0,1

21± 2

18,70±0,03

43,90±0,02

SR 4

3,4 ± 0,1

7,3 ± 0,1

19± 2

23,60±0,03

42,70±0,02

SR 5

3,4 ± 0,2

7,0 ± 0,1

17± 2

16,90±0,03

41,90±0,02

SR 6

3,4 ± 0,2

6,9 ± 0,1

16 ± 2

24,90±0,03

42,00±0,02

SR 7

Kết quả phân tích Cu trong trầm tích của các điểm thu mẫu ở vùng cửa sông

Soài Rạp (Bảng 3.2 & Hình 3.1), dao động 16,4-24,9 mg/kg, kết quả tương đồng

với nghiên cứu của Liu và cộng sự., hàm lượng Cu trong trầm tích cửa sông Trường

Giang, Trung Quốc (20,3-30,2 mg/kg), cửa sông Hoàng Hà, Trung Quốc (14,7-21,9

mg/kg) [23]. Kết quả cũng cho thấy hàm lượng Cu trong trầm tích tăng khi đi từ cửa

biển vào sông, tuy nhiên có 2 vị trí bất thường là SR4 (18,7 mg/kg) và SR6 (16,9

mg/kg) có thể do 2 vị trí này gần ngã 3 giao nhau giữa các dòng sông nhánh với

sông Soài Rạp, quá trình xáo trộn cao có thể làm giảm hàm lượng Cu trong trầm

tích, hơn nữa, SR6 gần các điểm xả thải có nhiều chất hữu cơ (Bảng 3.1), cũng có

thể kéo Cu ra khỏi trầm tích do tạo phức với các phối tử hữu cơ hòa [45].

Kết quả phân tích Pb trong trầm tích của các điểm thu mẫu ở vùng cửa sông

Soài Rạp (Bảng 3.2 & Hình 3.1), dao động 28,2-43,9 mg/kg, kết quả là tương đồng

với nghiên cứu của Ali và cộng sự, khi khảo sát ô nhiễm Pb trong trầm tích của

sông Karnaphuli, Bangladesh dao động 22-61,9 mg/kg [27].

Vùng cửa sông giáp biển (SR1& SR2) có hàm lượng các kim loại nặng Cu

và Pb thấp hơn so với các điểm thu mẫu khác (SR3, SR5, SR7) tại vùng cửa sông

này. Cụ thể, hàm lượng Cu tại SR1 là 16,4 mg/kg, Pb là 28,2 mg/kg. Vị trí SR1 và

SR2 gần cửa biển, các chất hữu cơ hòa tan tăng do phân hủy các thảm thực vật rừng

ngập mặn Cần giờ hay do tiếp nhận các nguồn thải có chứa chất hữu cơ hòa tan ở

các sông đầu nguồn đã góp phần làm giảm lượng Cu và Pb trong trầm tích. Hơn

nữa, do SR1 & SR2 là các vị trí giáp biển nên chính độ mặn cao cũng làm giảm lượng Cu và Pb Hàm lượng trong trầm tích do tạo phức Cl- hay do cạnh tranh các vị

trí hấp phụ Cu và Pb [81,66]. Giải thích tương tự cũng tìm thấy trong nghiên cứu

của Zhang và cộng sự., khi khảo sát ảnh hưởng độ mặn (NaCl) lên quá trình hấp

120

QCVN 43/2017 (Pb)

QCVN 43/2017 (Cu)

100

) g k / g m ( i ạ o l

EPA (Pb)

m i k g n ợ ư l

m à H

phụ Cu và Pb của trầm tích sông Tiền Đường, phía đông Trung Quốc [139].

EPA (Cu)

SR 1

SR 2

SR 3

SR 5

SR 6

SR 7

SR 4 Mẫu trầm tích

Hình 3.1 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp

Tại vị trí sông nhánh Cần Giuộc (SR7), hàm lượng Cu và Pb được tìm thấy

cao hơn có thể do rác thải, nước thải từ khu dân cư thị trấn Cần Giuộc, các KCN

Long Hậu, Tân Kim huyện Cần Giuộc, Long An, cụ thể Cu được tìm thấy cao nhất

tại điểm thu mẫu SR7 (24,9 mg/kg), kết quả cũng tương đồng với nghiên cứu của

Phùng Thái Dương và Nguyễn Thị Kiều Trâm khi khảo sát ô nhiễm kim loại vùng

cửa sông Mê Kong cho thấy các mẫu thu tại các nhánh sông nhỏ chảy vào sông

Hàm Luông (mẫu 13-16) có hàm lượng tương đối lớn hơn sông chính, có thể do

hoạt động sản xuất của người dân địa phương cũng đã góp phần tích tụ và ô nhiễm

hàm lượng kim loại nặng trong trầm tích đáy [36]. Trong khi đó các vị trí từ SR2

đến SR7 hàm lượng Pb tương đối ít biến động, trong khoảng 39,4 - 43,9 mg/kg. Có

thể các điểm này là khu vực bãi bồi cửa sông nơi có sự bồi đắp phù sa từ cả sông và

biển, do đó hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích tương đối cao, hoàn toàn phù hợp

theo kết luận của của các nghiên cứu trước [5].

Kết quả của nghiên cứu này cũng cho thấy hàm lượng Cu và Pb tại các điểm

nghiên cứu dao động từ 16,4 – 24,9 mg/kg cho Cu và 28,2 – 43,9 mg/kg cho Pb

(Bảng 3.2), tương đồng với kết quả nghiên cứu Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích

dọc sông Sài Gòn của Strady và cộng sự, dao động trong khoảng 23-87 mg/kg đối

với Cu và dao động trong khoảng 15-68 mg/kg đối với [140], tương tự như trong

nghiên cứu của Costa-Böddeker và cộng sự, trầm tích khu vực của sông Thị Vải và

rừng ngập mặn Cần Giờ cho kết quả dao động 16,5 - 48,5 mg/kg cho Cu [3] và dao

động 12,1-98,4 mg/kg trong nghiên cứu của Nguyễn Đình Thái về trầm tích khu

vực cửa sông Đồng Nai [31]. Nhìn chung, hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích vùng

cửa sông Soài Rạp thấp hơn các khu vực nghiên cứu khác có thể do bao quanh vùng

cửa sông khi tiến ra biển là rừng ngập mặn Cần Giờ, các nghiên cứu trước đó đã

khẳng định rừng ngập mặn là nguồn cung cấp > 10% lượng carbon hữu cơ hòa tan

toàn cầu (DOC) được chuyển ra các đại dương [141], đây có thể là nguồn làm giảm

hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích [45,46].

Phân tích mối tương quan giữa pH, độ mặn, hàm lượng TOC, hàm lượng Cu

và Pb đều cho p>0,05, điều này cho thấy các vị trí lấy mẫu tiếp nhận các nguồn thải

khác nhau, ngoại trừ pH và độ mặn là có tương quan dương có ý nghĩa với p<0,01.

3.1.1.2 Đánh giá hàm lượng chất ô nhiễm Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài

Rạp

i. Đánh giá theo các quy chuẩn

Kết quả đánh giá theo các quy chuẩn (Hình 3.1), cho thấy với QCVN

43:2017/BTNMT thì có thể thấy hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích ở vùng cửa

sông Soài Rạp dao động 16,4-24,9 mg/kg cho Cu và 28,3-43,9 mg/kg cho Pb đều

nằm trong giới hạn cho phép. Kết quả đánh giá chất lượng trầm tích cửa sông Soài

Rạp cũng tương đồng với nghiên cứu trước đó cũng trên Sông Sài Gòn – Đồng Nai

[33].

Tuy nhiên, theo khuyến cáo của EPA [42] thì các mẫu trầm tích tại các vùng

nghiên cứu từ SR2-SR7 có hàm lượng Pb vượt giới hạn cho phép từ 1,09 đến 1,22

lần, trong khi Cu không vượt. Như vậy có thể thấy vùng cửa sông Soài Rạp có dấu

hiệu bị ô nhiễm Pb. Kết quả cũng cho thấy có tương đồng với một số sông và cửa

sông Việt Nam có Pb ô nhiễm theo EPA nhưng không vượt theo quy chuẩn Việt

Nam như Sông Hồng là 66 mg/kg [39], Sông Sài Gòn dao động đến 63,1 mg/kg [5],

Cửa sông Cái và vịnh Nha Trang dao động đến 61,6 mg/kg [32].

ii. Hệ số làm giàu (EF)

Hệ số làm giàu EF được tính toán từ các thông số, Bảng 3, cho thấy với hàm

lượng của các kim loại nặng Cu và Pb trong mẫu trầm tích, Hình 3.2, dao động

trong khoảng 0,28-0,68 cho Cu và 1,46-2,64 cho Pb. Giá trị EF của Pb luôn lớn hơn

EF của Cu ở mọi vị trí nghiên cứu. Hình 3.3 cho thấy ở vị trí SR1 cho EF là cao

nhất 2,64, điều này có thể được lý giải do hàm lượng Al trong trầm tích ở vị trí này

là nhỏ nhất 42680 mg/kg, Bảng 3.3, Al được cho có mối tương quan chặt chẽ với

phần hạt mịn và nhiều kim loại nặng [142] và có thể do hoạt động vận tải, thủy triều

Bảng 3.3 Hàm lượng Cu, Pb và Al trong trầm tích cửa sông Soài Rạp

đã đẩy các hạt mịn ra biển.

Mẫu

Cu (mg/kg) 16,40

Pb (mg/kg) 28,20

Al (mg/kg) 42680

SR 1

16,70

39,40

91930

SR 2

22,53

41,60

113700

SR 3

18,73

43,90

98670

SR 4

23,60

42,70

96860

SR 5

16,90

41,90

108700

SR 6

24,90

42,00

100700

SR 7 Trong hầu hết các mẫu khảo sát thì giá trị EF của Pb > 1,5 (Hình 3.2), cho

thấy ô nhiễm kim loại nặng Pb đến từ các nguồn phát thải do hoạt động của con

người. Trái ngược với Pb, EF của Cu dao động (0,28 – 0,68) đều nhỏ hơn 1,5, (Hình

3.2), đây là dạng ô nhiễm do tự nhiên.

Kết quả đánh giá dựa vào EF cũng cho thấy Pb trong trầm tích cửa sông Soài

Rạp cũng có dấu hiệu ô nhiễm tương tự như trong đánh giá theo quy chuẩn EPA.

3,0

2,5

Vùng nhân tạo

2,0

1,5

1,0

F E u à i g m à l ố s ỉ h C

0,5

0,0

SR1

SR2

SR3

SR4

SR5

SR6

SR7

Mẫu trầm tích

Hình 3.2 Biểu đồ chỉ số làm giàu EF của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp

iii. Chỉ số tích tụ địa chất (Igeo)

Kết quả nghiên cứu (Bảng 3.4 và Hình 3.3), cho thấy chỉ số tích tụ địa chất

Igeo của các mẫu trầm tích có Igeo của Cu là <0, cho thấy Igeo của Cu ở các điểm thu

mẫu nhỏ hơn 0, cho thấy Cu không gây ô nhiễm các mẫu trầm tích nghiên cứu, kết

quả cũng tương đồng với các nghiên cứu của Xu và cộng sự, về ô nhiễm Cu trong

trầm tích vịnh Giao Châu, Thanh Đảo, Trung Quốc [24], của kết quả nghiên cứu

của Liu và cộng sự., trong trầm tích Cửa sông Trường Giang, Cửa sông Hoàng Hà,

Trung Quốc [23].

Ngược lại Igeo của Pb dao động -0,09 đến 0,55, kết quả cho thấy tình trạng Pb

trong trầm tích gây ra ô nhiễm từ mức ô nhiễm nhẹ đến ô nhiễm trung bình ở các

mẫu SR3, SR4, SR5, SR6 và SR7. Các giá trị Igeo cao ở các vị trí trên có thể giải

thích do SR3 khu vực có các bãi bùn, gần khu dân cư, gần khu vực nuôi hàu có tác

động xả thải, SR5 khu vực giao nhau giữa sông Soài Rạp và sông Vàm cỏ có thể bị

ô nhiễm do đi qua KCN của tỉnh Tiền Giang, SR7 khu vực sông nhánh gần khu dân

cư của thị trấn Cần Giuộc, Long An và KCN Tân Kim, KCN Long Hậu.

So sánh giữa các địa điểm nghiên cứu, chỉ số Igeo của các kim loại nặng Pb

tại điểm SR1 là thấp nhất (Hình 3.3), cho thấy xu hướng tích lũy Pb tại các điểm

nghiên cứu này giảm so với chất nền. Kết quả nghiên cứu cho thấy 6/7 mẫu trầm

tích, cho thấy dấu hiệu có ô nhiễm Pb (0

với thực tiễn khi các hoạt động của các KCN, khu dân cư không ngừng gia tăng ở

Bảng 3.4 Tổng hợp các chỉ số EF, Igeo và PLI của Cu và Pb cửa sông Soài Rạp

khu vực cửa sông Soài Rạp, phần chạy qua Long An và Tiền Giang.

EF

Igeo

Cf

Vị trí

PLI

Cu

Pb

Cu

Pb

0,68

2,64

-2,04

0,36

1,41

0,72

-0,09

SR1

0,32

1,71

-2,02

0,37

1,97

0,86

0,39

SR2

0,35

1,46

-1,58

0,50

2,08

1,02

0,47

SR3

0,34

1,78

-1,85

0,42

2,20

0,96

0,55

SR4

0,43

1,76

-1,52

0,52

2,14

1,06

0,51

SR5

0,28

1,54

-2,00

0,38

2,10

0,89

0,48

SR6

0,44

1,70

-1,44

0,55

2,14

1,09

0,51

SR7

4,0

Pb Ô nhiễm trung bình

Cu Vừa ô nhiễm Ô nhiễm nặng

3,0

2,0

o e g I

1,0

ố s ỉ h C

0,0

SR1

SR2

SR3

SR4

SR5

SR6

SR7 Vừa ô nhiễm

Ô nhiễm nặng

-1,0

Ô nhiễm trung bình

-2,0

-3,0

Hình 3.3 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp

Mẫu SR1 có Igeo nhỏ nhất tương ứng với hàm lượng Pb và Al trong trầm

tích nhỏ nhất, phù hợp với lý luận Al có mối liên quan chặt chẻ với các kim loại

nặng trong trầm tích [142].

So sánh với việc đánh giá theo quy chuẩn và theo EF thì chỉ số Igeo cũng cho

cảnh báo về dấu hiệu có khả năng ô nhiễm của Pb trong trầm tích cửa sông Sài rạp,

sông Sài Gòn – Đồng Nai và cho thấy tại vị trí SR1 là không có dấu hiệu ô nhiễm cả

cho Cu và Pb.

iv. Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI)

Chỉ số tải lượng ô nhiễm PLI của các kim loại nặng Cu và Pb tại các mẫu

SR7, SR5, SR3 đều lớn hơn 1 (Bảng 3.4, Hình 3.4), cho thấy có sự hiện diện ô

nhiễm Cu và Pb và đang có xu hướng tăng lên, chất lượng trầm tích tiến triển xấu

nhanh. SR7 khu vực sông nhánh gần khu dân cư của thị trấn Cần Giuộc, Long An

và KCN Tân Kim, KCN Long Hậu, kết quả nghiên cứu cũng tương đồng với nghiên

1,2

PLI

Có ô nhiễm

1,0

0,8

0,6

cứu của Ali và cộng sự về giá trị PLI tăng cao hơn do tiếp nhận xả thải [27].

I L P ố s ỉ h C

0,4

0,2

0,0

SR1

SR2

SR3

SR5

SR6

SR7

SR4 Mẫu trầm tích

Hình 3.4 Biểu đồ chỉ số PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp

Nếu PLI >1 (C.Ô.N, có ô nhiễm) ô nhiễm đang diễn biến xấu.

Các kết quả thu được từ khảo sát thực địa và đánh giá hiện trạng ô nhiễm Cu

và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp thấp hơn quy chuẩn Việt Nam và theo EPA

thì Pb cao hơn, trong khi Cu thấp hơn và các chỉ số EF, Igeo, PLI đều cho thấy xu

hướng ô nhiễm Pb là đáng quan ngại, trong khi Cu chưa cho thấy dấu hiệu ô nhiễm

tại các vị trí thu mẫu, qua đó có thể khẳng định các chỉ cả EF, Igeo đều là những

công cụ phù hợp để đánh giá ô nhiễm kim loại nặng trong khu vực. Đặc biệt, vị trí

SR1 có hàm lượng Cu và Pb thấp nhất trong các vị trí thu mẫu, khu vực này có pH,

độ mặn phù hợp với nuôi hàu thương phẩm và thực tiễn đã minh chứng cho hoạt

động này, nên vị trí SR1 thích hợp cho lấy mẫu trầm tích cho nghiên cứu thử

nghiệm độc tính như mẫu trầm tích kiểm soát hay tham chiếu.

3.1.2 Đánh giá hàm lượng(Cu và Pb) trong trầm tích tại cửa sông Thị Vải

3.1.2.1 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Thị Vải

Kết quả phân tích các mẫu trầm tích thu từ cửa sông Thị Vải từ TV1 đến

TV7, (Bảng 3.5 & Bảng 3.6), cho thấy, giá trị pH dao động trong khoảng từ 6,72 –

7,38 và pH có chiều hướng tăng dần khi đi ra phía biển, đây là khoảng biến động

được tìm thấy phổ biến trong trầm tích từ cửa sông và biển tương tự như cửa sông

Bảng 3.5 Vị trí các điểm thu mẫu trầm tích vùng cửa sông Thị Vải

Soài Rạp [132,133].

Mẫu

Tọa độ

Vị trí

Ghi chú

TV1

Bờ Đồng Nai Không có người dân sinh sống

TV 2

Bờ Đồng Nai Không có người dân sinh sống

10.519166 N 107.007550 E 10. 521660 N 107.007912 E

TV 3

Bờ Bà Rịa

TV 4

Bờ Bà Rịa

10.522956 N 107.017560 E 10.532737 N 107.027569 E

TV 5

Lớp bùn dày 5 cm, bùn nhão. Khu vực lấy mẫu gần Vũng Tàu Petro Lớp bùn dày khoảng 20 cm. Khu vực xuất hiện một số ống hút cát, có 1 số nhà tạm bợ của công nhân của KCN Bờ Đồng Nai Nước mặt tại vị trí lấy mẫu có màu đục

TV 6

Bờ Đồng Nai

Lớp bùn sâu

10.538919 N 107.027569 E 10.577920 N 107.021366 E

TV 7

Bờ Bà Rịa

10.633242 N 107.019489 E

Gần nhà máy xi măng NSG. Lớp trầm tích chứa nhiều xác thực vật.

Kết quả xác định độ mặn dao động từ 20 – 28‰ trong suốt chiều dài khảo sát

khoảng 20 km từ Vedan ra cửa biển là không lớn. Điều này cho thấy pH và độ mặn

trên sông Thị Vải ổn định theo dòng chảy, ít có biến động và độ chênh lệch mức

nước giữa triều lên và triều kiệt là không lớn [143]. So sánh mức dao động pH và

độ mặn vùng cửa sông Thị Vải ít biến động hơn vùng cửa sông Soài Rạp (Bảng 3.2

& Bảng 3.6).

Hàm lượng TOC trong các mẫu trầm tích thu được tại vùng cửa sông Thị Vải

dao động từ 2,51 – 5,23% (Bảng 3.6). TOC cao nhất là 5,23% tại vị trí TV1 đây là

khu vực sát cửa biển, giáp rừng ngập mặn bên Đồng Nai, hàm lượng thấp nhất là

2,51 tại vị trí TV3 khu vực gần cảng xăng dầu Quốc tế Cái Mép (bên Bà Rịa) có lớp

bùn mỏng (Bảng 3.6).

Bảng 3.6 Kết quả phân tích TOC, pH, độ mặn và chất ô nhiễm trong trầm tích cửa sông

Thị Vải

Cu (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Mẫu

pH

Độ mặn (‰)

TOC (%)

7,9 ± 0,6

27,9 ± 0,8

TV 1

7,3±0,1

28± 2

5,3±0,2

14 ± 1

22,7 ± 1,1

TV 2

7,1±0,1

27 ± 2

4,3±0,2

6,8 ± 1

16,6 ± 1,1

TV 3

7,3±0,1

27± 2

2,5±0,2

12,1 ± 1,2

27,9 ± 1,3

TV 4

7,4±0,1

26± 2

4,4±0,2

12,7 ± 0,7

19,4 ± 0,9

TV 5

7,1±0,1

25± 2

4,9±0,1

14,8 ± 1,2

25,9 ± 1,2

TV 6

6,7±0,1

24± 2

3,8±0,2

11,4 ± 1

19,1 ± 1

TV 7

6,7±0,1

20± 2

5,1±0,2 Hàm lượng carbon tổng TOC tại các vị trí TV1, TV2, TV5, TV6 ở bên lở

(bên Đồng Nai) của sông Thị Vải có giá trị cao hơn so với các vị trí TV3, TV4,

TV7 ở bên cảng (bờ Bà Rịa), điều này cho thấy TOC trong trầm tích cửa sông Thị

Vải biến đổi bên lở cao hơn bên bồi có nhiều cảng, nhà máy, nguyên nhân do ở bên

lở chủ yếu là trầm tích của vùng rừng ngập mặn, thường xuyên được tích tụ với các

chất hữu cơ lơ lửng được tạo ra từ rừng [136], còn bên bồi do có các KCN và cảng

lớn, tàu thuyền ra vào thường xuyên, quá trình nạo vét lòng sông gây xáo trộn nên

hàm lượng TOC thấp [144]. Kết quả nghiên cứu (Bảng 3.6), cho thấy giá trị TOC là

tương đồng với kết quả nghiên cứu của Costa-Böddeker và cộng sự về trầm tích khu

vực cửa sông Thị Vải và rừng ngập mặn Cần Giờ dao động từ 2- 8%, trung bình là

3% [3]. Phân tích mối tương quan giữa TOC và hàm lượng Cu và Pb cho thấy

không có mối tương quan có ý nghĩa, điều này có thể được lý giải do TOC các mẫu

nghiên cứu dao động lớn, Bảng 3.6, chất hữu cơ thường bị xáo trộn do hoạt động

nạo vét, vận tải có thể góp phần dịch chuyển các chất hữu cơ trong trầm tích [138].

Kết quả phân tích (Bảng 3.6), cho thấy hàm lượng Cu trong trầm tích tại

vùng cửa sông Thị Vải trung bình 11,4 mg/kg, dao động từ 6,8 – 14,8 mg/kg. Hàm

lượng Cu cao nhất 14,8 mg/kg tại điểm TV6 khu vực gần nhà máy thép Miền Nam,

đây là khu vực có lớp bùn rất sâu có khả năng giữ kim loại cao hơn hẳn các khu vực

khác, ngoài ra đây còn là khu vực gần nhà máy thép Miền Nam nên có thể thấy

nguồn phát thải Cu chủ yếu đến từ nguồn nước và bụi thải của nhà máy thép. Hàm

lượng Cu thấp nhất là 6,8 mg/kg tại điểm TV3, khu vực gần cảng Xăng dầu Petec

Cái Mép tại điểm này lớp bùn sâu 5cm, bùn nhão, ngoài ra đây khu vực gần cảng

nên tàu thuyền ra vào rất nhiều và các quá trình nạo vét sông, xáo trộn thường

xuyên [144]. Đây là khu vực cảng, kết quả tương đồng với các kết quả khảo sát Cu

trong trầm tích các cảng Caucaia, Brasil (trung bình 13,1 mg/kg) [145], tại Vịnh

Vân Phong – Bến Gỏi, Khánh Hòa từ 0,4 đến 11,7mg/kg [146], tại Sông Thị Vải và

rừng ngập mặn Cần Giờ theo nghiên cứu của Costa-Böddeker và cộng sự, dao động

16,5 -48,5 mg/kg [3] và tại sông Nhà Bè theo nghiên cứu của Hoàng Thị Thủy và

cộng sự dao động 11,9 -25,1 mg/kg [5]. Tuy nhiên, so với nghiên cứu của Phạm

Kim Phương và cộng sự cho Cu là 17,1–25,9mg/kg cũng tại vùng cửa sông Thị Vải

[147] là cao hơn trong nghiên cứu, có thể trong nghiên cứu của Phạm Kim Phương

thu mẫu vào năm 2005, khi đó Cửa sông Thị Vải còn bị ảnh hưởng nhiều do sự cố

xả thải của Vedan và hoạt động xả thải chưa được quản lý chặt chẻ, bên cạnh đó các

hoạt động nạo vét, vận tải thủy cũng làm hàm lượng Cu trong trầm tích giảm.

Hàm lượng chì (Pb) ghi nhận được trong trầm tích tại cửa sông Thị Vải dao

động từ 16,6 – 27,9 mg/kg, cao nhất tại vị trí TV1, sau đó giảm dần từ vị trí TV1

đến TV3 và lại tăng đột ngột lên tại ở TV4, điều đó cho thấy có sự phân bố không

đều hàm lượng Pb trong trầm tích sông Thị Vải. Kết quả xác định Pb trong trầm tích

cửa sông Thị Vải cũng đã tương đồng với khoảng kết quả nghiên cứu trước đó ở

Vịnh Vân Phong – Bến Gỏi, Khánh Hòa là dao động 1,9 - 22,9mg/kg [146], tại

Sông Thị Vải và rừng ngập mặn Cần giờ theo nghiên cứu của Costa-Böddeker và

cộng sự, dao động 7,0 -25,5 mg/kg [3] và tại sông Nhà bè theo nghiên cứu của

Hoàng Thị Thủy và cộng sự, dao động 2,6 -28,6 mg/kg [5]. Theo nghiên cứu của

Phạm Kim Phương và cộng sự, cho Pb là 15,2 – 20,0mg/kg cũng tại vùng cửa sông

Thị Vải [147] là thấp hơn nghiên cứu chút ít, điều này có thể do bụi Pb từ các nhà

máy đốt than luyện thép, tàu thuyền cũng làm tăng Pb trong trầm tích [148], mặc dù

quản lý môi trường, quản lý xả thải từ các nhà máy, KCN là có chặt chẻ hơn.

3.1.2.2 Đánh giá hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Thị Vải

i. Đánh giá theo các quy chuẩn

Kết quả phân tích các mẫu trầm tích sông Thị Vải (Bảng 3.6 & Hình 3.5), có

thể thấy hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích nằm trong giới hạn cho phép của

QCVN 43:2017/BTNMT và của EPA [42].

Mức độ ô nhiễm trong trầm tích có thể được đánh giá bằng các chỉ số EF, Igeo

và PLI trong các mẫu trầm tích. Các giá trị nền sử dụng trong đánh giá là chỉ số

120

QCVN 43/2017 (Pb)

100

QCVN 43/2017 (Cu)

g k / g m

, b P

u C

i ạ o l

EPA Pb

EPA Cu

m i k g n ợ ư l

m à H

TV 1

TV 2

TV 3

TV 5

TV 6

TV 7

thành phần lớp lục địa [149].

TV 4 Mẫu trầm tích

Hình 3.5 Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Thị Vải với các quy chuẩn

i. Hệ số làm giàu (EF)

Kết quả nghiên cứu (Bảng 3.7 & Hình 3.6), cho thấy giá trị EF của Cu (0,23

– 0,83), Pb (2,49 – 9,56). Dựa vào giá trị EF của các kim loại nặng và thang đánh

giá có thể thấy ô nhiễm Cu trong trầm tích cửa sông Thị Vải có nguồn gốc chủ yếu

là các nguồn tự nhiên, Pb trong trầm tích có nguồn gốc từ các nguồn nhân tạo.

Giá trị EF trung bình của Pb> Cu (Bảng 3.7), kết quả này cho thấy ô nhiễm

Pb ở vùng cửa sông Thị Vải. Vị trí TV1, vị trí gần cửa biển, có hoạt động tàu

thuyền lớn, quá trình xáo trộn thường xuyên các hạt mịn, thành phần của trầm tích

mà đại diện là hàm lượng Al trong trầm tích bị đẩy ra biển nên có hàm lượng trong

trầm tích nhỏ nhất so với các vị trí khác (19210mg/kg), Bảng 3.8, kết quả phù hợp

với lý luận của Ho huu Hieu và cộng sự [142] và của Liu và cộng sự [23].

Bảng 3.7 Tổng hợp các chỉ số EF, Igeo, Cf và PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải

Igeo

PLI

Mẫu

0,62 0,50 0,23 0,35 0,83 0,42 0,38 0,23 0,83

9,56 3,58 2,49 3,55 5,61 3,23 2,83 2,49 9,56

-3,38 -2,56 -3,60 -2,77 -2,70 -2,48 -2,86 -3,60 -2,48

0,57 0,28 -0,18 0,57 0,05 0,47 0,03 -0,18 0,57

0,14 0,25 0,12 0,22 0,23 0,27 0,21 0,12 0,27

2,23 1,82 1,33 2,23 1,55 2,07 1,53 1,33 2,23

0,57 0,68 0,41 0,70 0,60 0,75 0,56 0,41 0,75

TV 1 TV 2 TV 3 TV 4 TV 5 TV 6 TV 7 Min Max Trung bình SD

0,48 0,20

4,41 2,48

-2,91 0,42

0,26 0,30

0,21 0,05

1,82 0,37

0,61 0,11

Bảng 3.8 Hàm lượng Cu, Pb và Al trong trầm tích cửa sông Thị Vải

Mẫu TV 1 TV 2 TV 3 TV 4 TV 5 TV 6 TV 7 Min Max TB

Cu (mg/kg) 7,9 14 6,8 12,1 12,7 14,8 11,4 6,8 14,8 11,4

Pb (mg/kg) 27,9 22,7 16,6 27,9 19,4 25,9 19,1 16,6 27,9 22,8

Al (mg/kg) 19210 41770 43860 51770 22760 52850 44370 19210 52850 39512,9

Chỉ số EF của Pb ở vị trí TV5 cao thứ 2 (5,61) sau TV1, khi khảo sát thực tế

nước sông ở vị trí này có màu đục, chất lơ lửng cao, gần các nguồn xả thải của các

KCN, các hoạt động các tàu bơm hút cát nên hàm lượng Al thấp hơn so với các vị

trí khác nên EF sẽ cho giá trị cao hơn mặc dù hàm lượng Pb trong mẩu trầm tích

không cao hơn các mẫu khác TV4 hay TV6 (Bảng 3.6).

ii. Chỉ số tích tụ địa chất (Igeo)

Kết quả tính toán (Bảng 3.7), cho thấy: Igeo(Cu): -3,60 đến -2,48, Igeo (Pb): -

0,18 đến 0,57. So sánh với thang điểm ta thấy Igeo(Cu) bé hơn 0 nên trầm tích tại

khu vực nghiên cứu không bị ô nhiễm với Cu, trong khi Pb với mức độ không bị ô

12,0

10,0

8,0

Linear (EF)

6,0

nhiễm đến ô nhiễm vừa phải (Hình 3.7).

F E ố s ỉ h C

4,0

2,0

0,0

TV1

TV2

TV3

TV4

TV5

TV6

TV7

Hình 3.6 Biểu đồ chỉ số làm giàu EF của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải

2,0

Vừa ô nhiễm

1,0

0,0

TV 1

TV 2

TV 3

TV 4

TV 5

TV 6

TV 7

Vừa ô nhiễm

-1,0

o e g I ố s ỉ h C

-2,0

-3,0

-4,0

Mẫu trầm tích

Hình 3.7 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải

iii. Chỉ số tải lượng ô nhiễm (PLI)

Dựa vào chỉ số PLI (Hình 3.8), ta thấy mức độ ô nhiễm ở các vị trí thu mẫu

được sắp xếp theo trình tự: (TV4) > (TV2) > (TV6,TV7) > (TV3) > (TV5) > (TV1).

Kết quả cũng phù hợp với phân tích ở mục 3.1 là các vị trí thu mẫu tiếp nhận các

nguồn thải khác nhau. Dựa vào thang điểm ta thấy PLI của các mẫu đều bé hơn 1

nên tại các vị trí lấy mẫu này không bị ô nhiễm, kết quả cũng tương đồng với

nghiên cứu của Shen và cộng sự về chất lượng kim loại Cu và Pb trong trầm tích

cảng biển Ninh Ba, Trung Quốc, là ít rủi ro theo quy chuẩn [136].

Các nghiên cứu cho thấy Cu, Pb trong trầm tích vùng cửa sông Thị Vải đều

gần hoặc thấp hơn quy chuẩn Việt Nam và EPA. Các chỉ số EF, Igeo cho thấy xu

hướng ô nhiễm Pb là đáng quan ngại, trong khi Cu chưa cho thấy dấu hiệu ô nhiễm,

1,2

PLI

Có ô nhiễm

1,0

0,8

0,6

PLI <1, vùng cửa sông chưa có tiến triển xấu.

I L P ố s ỉ h C

0,4

0,2

0,0

TV 1

TV 2

TV 3

TV 4

TV 5

TV 6

TV 7

Có ô nhiễm

Mẫu trầm tích

Hình 3.8 Biểu đồ chỉ số PLI của Cu và Pb vùng cửa sông Thị Vải

Tuy nhiên, có vẻ như việc áp dụng các hướng dẫn về chất lượng trầm tích

Việt Nam và Quốc tế cũng như các chỉ số làm giàu EF, Igeo, PLI của Cu và Pb trong

trầm tích các khu vực cảng thuộc vùng cửa sông Thị Vải đã không dự đoán được

hết tác động của chúng gây ra, việc sử dụng các giá trị phân tích tại những địa điểm

cụ thể có lẽ nhiều thích hợp hơn trong việc quản lý các trầm tích nạo vét [136,30].

Hơn nữa theo quan sát khu vực cửa sông Thị Vải hầu như không có hoạt động nuôi

trồng thủy sản như ở cửa sông Soài Rạp, điều này có thể do độc tính kết hợp của

các chất ô nhiễm, theo báo cáo của Shen và cộng sự về độc tính sinh vật nước một

cảng biển ở Los Angeles với 29% mẫu trầm tích độc hại với Amphipods (29%) và

79% độc đối với phôi bào ngư (Haliotis rufescens) [136]. Qua kết quả khảo sát đã

cho thấy việc lựa chọn mẫu trầm tích tham chiếu cho các nghiên cứu tiếp theo tại

cửa sông Soài Rạp là phù hợp hơn ở Thị Vải.

3.1.3 So sánh hàm lượng Cu và Pb của hai vùng cửa sông

3.1.3.1 So sánh một số chỉ tiêu trong trầm tích của hai vùng cửa sông

So sánh một số chỉ tiêu như pH, độ mặn, TOC, hàm lượng Cu và Pb trong

trầm tích 2 cửa sông Soài Rạp và Thị Vải (Hình 3.9), cho thấy giá trị trung bình độ

mặn sông Soài Rạp thấp hơn tương ứng là 20 ‰ và 25 ‰, điều này phần nào có thể

khẳng định dòng chảy sông Thị Vải ít bị biến động khi đi từ cửa biển vào cửa sông.

TOC không có biến động lớn giữa 2 vùng cửa sông có thể do chất hữu cơ lơ lửng bổ

sung cho trầm tích có lẽ chủ yếu là đóng góp của thảm thực vật tại rừng ngập mặn.

Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp đều lớn hơn, mặc dù theo

quan sát, hoạt động các cảng biển, KCN trên sông Thị Vải là nhiều hơn, điều này có

thể lý giải do vùng cửa sông Thị Vải là cảng biển quốc tế nên trầm tích luôn bị xáo

trộn, làm tăng độ đục, kim loại trong trầm tích tái hòa tan [144] và bị đẩy dần ra

biển, cũng có thể do hoạt động nạo vét cảng biển cũng góp phần giảm tích tụ trầm

tích, giảm Hàm lượng kim loại trong trầm tích .

3.1.3.2 So sánh các chỉ số đánh giá hàm lượng Cu, Pb trong trầm tích của hai

vùng cửa sông

Theo kết quả nghiên cứu (Hình 3.10), chỉ số làm giàu EF cửa sông Thị Vải

đều cao hơn cửa sông Soài Rạp và đều khẳng định là nguồn ô nhiễm do con người

[3], ô nhiễm Pb trong trầm tích vùng cửa sông Thị Vải cao hơn và trung bình là 4,4

ở mức vừa phải. Kết quả nghiên cứu cho thấy trầm tích vừng cửa sông Thị Vải có

hàm lượng Al trung bình 39513 mg/kg thấp hơn rất nhiều so với trung bình Al trong

trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp 93320 mg/kg, chỉ số EF phản ánh mối tương

quan về kích thước hạt và thành phần khoáng vật học giữa trầm tích và vật liệu

tham chiếu và Al được cho có mối tương quan chặt chẽ với phần hạt mịn và nhiều

kim loại nặng [142].

Điều này hoàn toàn phù hợp với thực tiễn khi có tới 14 KCN nằm trong lưu

vực [150], trong đó các KCN gây ô nhiễm nặng như KCN Nhơn Trạch 1, 2, 3, KCN

Gò Dầu, các nhà máy luyện thép, đốt than, hoạt động tàu thuyền, bên cạnh là các

khu dân cư xung quanh các KCN cũng không ngừng mọc lên cũng góp phần gây ô

nhiễm Pb vùng cửa sông Thị Vải [148,23]. Qua đây cho thấy cần quản lý nguồn

phát thải tại nguồn là cần thiết.

Thị Vải

Soài Rạp

h n á s o s ị r t á i G

TOC %

Cu mg/kg

Pb mg/kg

Độ mặn ‰

Hình 3.9 Biểu đồ so sánh các chỉ tiêu trong trầm tích cửa sông Soài Rạp và Thị Vải

8,0

6,0

Nguồn nhân tạo

4,0

F E u à i g m à l ố s ỉ h C

2,0

0,0

Thị Vải

Nguồn nhân tạo

Soài Rạp Mẫu trầm tích

Hình 3.10 Biểu đồ chỉ số EF của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải

Kết quả so sánh Igeo của 2 vùng cửa sông (Hình 3.11), cho thấy Pb trong trầm

tích của 2 vùng cửa sông mới có dấu hiệu ô nhiễm và không có sự khác biệt lớn

0,26 và 0,4, kết quả tương tự cũng được tìm thấy trong nghiên cứu của Liu và cộng

sự, khi sử dụng chỉ số Igeo để đánh giá trầm tích cửa sông Pearl, Trung Quốc, được

lý giải có thể do lắng đọng Pb chủ yếu từ các nguồn nhân tạo, đặc biệt là từ sự lắng

đọng của các sol khí [23].

3,0

2,0

Cu Pb Vừa ô nhiễm

1,0

0,0

Thị Vải

Soài Rạp

Vừa ô nhiễm

o e g I ố s ỉ h C

-1,0

-2,0

-3,0

-4,0

Hình 3.11 Biểu đồ chỉ số Igeo của Cu và Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải

1,2

PLI

Có ô nhiễm

1,0

0,8

0,6

I L P ố s ỉ h C

0,4

0,2

0,0

Thị Vải

Có ô nhiễm

Soài Rạp Mẫu trầm tích

Hình 3.12 Biểu đồ PLI của Cu, Pb vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải

Kết quả nghiên cứu cho thấy trung bình PLI của Cu, Pb vùng cửa sông Soài

Rạp (0,98 dao động 0,72 – 1,08) lớn hơn Thị Vải (0,61 dao động 0,41 – 0,75) đều

chưa cho thấy mức độ ô nhiễm xấu.

Tóm lại: Cu và Pb trong trầm tích giữa hai vùng cửa sông có thể có một vài

yếu tố gây ra sự khác biệt, như thành phần của trầm tích (hàm lượng hữu cơ, hàm

lượng Al trong trầm tích), sự phát thải các chất ô nhiễm do các doanh nghiệp công

nghiệp và sản xuất, nuôi trồng thủy sản cửa sông và các tính chất hóa học, như độ

mặn của nước biển, dòng thủy triều và các yếu tố khác [23]. Mặc dù có một số khác

biệt trong kết quả đánh giá và phân loại mức độ ô nhiễm Cu và Pb trong trầm tích

cửa sông tùy thuộc vào quy chuẩn tham chiếu và chỉ số đánh giá được sử dụng,

nhưng kết quả cho thấy ô nhiễm của Pb trong trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp và

Thị Vải là đáng quan ngại.

Mặc dù nghiên cứu này là một phần trong đánh giá rủi ro sinh thái vùng cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai, tuy nhiên việc xác định cơ chế di động của kim loại nặng

Cu và Pb dưới tác động như pH, độ mặn ảnh hưởng tiềm tàng cho hệ sinh vật cửa

sông do chất ô nhiễm (Cu, Pb), đặc biệt vùng cửa sông Soài Rạp, nơi có hoạt động

nuôi hàu thương phẩm phổ biến ở vùng cửa sông hệ thống sông Sài Gòn – Đồng

Nai là cần thiết. Đây cũng là lý do chính nghiên cứu lựa chọn các mẫu trầm tích cửa

sông Soài Rạp để thực hiện các nghiên cứu tiếp theo.

3.2 Khảo sát ảnh hưởng pH và độ mặn lên quá trình giải phóng (Cu, Pb)

trong trầm tích cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

Căn cứ vào kết quả phân tích đã trình bày trong mục 3.1, Bảng 3.2, nghiên

cứu đã lựa chọn các mẫu trầm tích ở 3 địa điểm gồm SR3, SR5 và SR7 để khảo sát

ảnh hưởng của pH và độ mặn môi trường đến quá trình giải phóng Cu và Pb do ba

mẫu được lựa chọn có hàm lượng Cu và Pb cao hơn các điểm thu mẫu khác.

Mặt khác, các mẫu này đại diện cho các vị trí thu mẫu đặc thù, cụ thể vị trí SR3

gần cửa biển, vị trí SR5 là nơi giao nhau giữa sông Soài Rạp và Vàm Cỏ và vị trí

SR7 là sông nhánh của sông Soài Rạp (Hình 2.1). Kết quả cũng cho thấy hàm lượng

Cu và Pb trong trầm tích 3 mẫu đều nằm trong giới hạn cho phép của quy chuẩn

Việt Nam QCVN 43:2017/BTNMT, nhưng theo khuyến cáo của EPA về ảnh hưởng

hàm lượng ngưỡng kim loại Cu, Pb trong trầm tích [42] với 3 mẫu lựa chọn thì Pb

đều vượt ngưỡng, trong khi Cu thì không.

3.2.1 Ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu, Pb khỏi trầm tích

3.2.1.1 Ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu trong trầm tích

Kết quả khảo sát ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Cu trong trầm tích cửa

sông Soài Rạp, (Hình 3.13 và Hình 3.14), cho thấy quá trình giải phóng Cu ra khỏi

trầm tích giảm mạnh khi giá trị pH tăng, Cu giải phóng (theo hàm lượng theo mg/L

và theo %) ra khỏi trầm tích cao ở pH 2 và giảm dần, mức độ giải phóng thấp nhất ở

pH 6-8 và tăng nhẹ ỏ pH 10-12, xảy ra đồng đều cho cả 3 mẫu khảo sát, dao động

0,8

trong khoảng 0,020 - 0,557 mg/L và 20,1 - 23,6%.

Cu SR5

L / g m

0,6

Cu SR7

0,4

Cu SR3

, g n ó h p i ả i g u C g n ợ ư l

0,2

m à H

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

Hình 3.13 Hàm lượng Cu giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo pH

Kết quả nghiên cứu tương tự được tìm thấy trong nghiên cứu của Zhang và

cộng sự trong khảo sát ảnh hưởng pH đến quá trình giải phóng Cu trong trầm tích

sông Xiaofu của Trung Quốc cho thấy lượng Cu giải phóng tương đối thấp ở pH 5–

9 và tăng khi pH>9 [86].

Kết quả này cũng tương đồng với nghiên cứu của Riba và cộng sự cho thấy xu

hướng linh động của tất cả các kim loại nặng từ trầm tích vào môi trường nước tăng

lên khi giá trị pH giảm [151], điều này có thể được giải thích là do quá trình giải 2- và sự hấp phụ phóng kim loại nặng bị chi phối bởi sự góp mặt của các ion S2-, CO3

bởi oxit mangan và sắt, khoáng sét hay các chất hữu cơ và các liên kết này sẽ yếu đi

khi pH giảm [152].

Cu SR5

Cu SR7

g n ó h p i ả i g u C % ệ l ỉ

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

Hình 3.14 Tỉ lệ % Cu giải phóng khỏi trầm tích theo pH

0,60

0,50

L / g m

0,40

0,30

a,b

0,20

0,10

, h n ì b g n u r t g n ó h p i ả i g u C

0,00

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

Hình 3.15 Hàm lượng mg/L Cu giải phóng trung bình theo pH

Cu SR3

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Tuy nhiên, việc giảm nhanh có thể là do khi pH thấp (pH 2) các liên kết giữa

kim loại nặng và carbonat hay sulfua bị phá vỡ nhanh tạo ra kim loại nặng tự do

[153]. Khi pH tăng, quá trình giải phóng Cu giảm, điều này được lý giải do giảm sự cạnh tranh giữa H+ và các ion Cu ở bề mặt trầm tích [81,67]. Hơn nữa, theo nghiên

cứu của Zhang và cộng sự thì quá trình giải phóng chất hữu cơ hòa tan (DOC) cao trong khoảng pH từ 2 đến 4 do quá trình cạnh tranh hấp phụ của H+ lên các vị trí

hấp phụ của Cu trên axit humic (HA) và axit fulvic (FA) trong trầm tích và Cu có

khả năng bị đẩy ra khỏi trầm tích [86].

Ở giá trị pH 2, quá trình giải phóng Cu cao ở cả 3 mẫu, không có biến động lớn, trung bình 21,0 % ( tương ứng 0,50 mg/L), cho thấy ở pH 2 ion H+ áp đảo các vị trí

hấp phụ và đủ để hòa tan các hợp chất Cu kết tủa so với ở pH 4, quá trình giải

phóng Cu có biến động giữa các mẫu, cụ thể Cu giải phóng trung bình 4,6% (0,11

mg/L), Hình 3.15 & Hình 3.16.

Khi pH tăng, từ pH 4 đến pH 8, quá trình giải phóng Cu trong trầm tích giảm

dần trung bình từ 4,6% (tương ứng 0,11 mg/L) và ổn định ở mức thấp trung bình

1,3% (tương ứng 0,03 mg/L), Hình 3.15 & Hình 3.16, điều này có thể được giải

thích do các ion kim loại có thể bị kết tủa hay cộng kết dưới dạng oxit, hydroxyt,

cacbonat và phosphat [80]. Khi đó, kim loại nặng chủ yếu ở dạng keo hoặc dạng

hạt, sự hấp phụ hoặc đồng cộng kết với Fe-hydroxyt là chủ yếu nên quá trình giải

phóng chậm lại và gần như dừng hoàn toàn [83,80]. Kết quả nghiên cứu cũng đã

tương đồng với nghiên cứu của Zhang và cộng sự là lượng Cu giải phóng thấp có

thể được nhìn thấy ở pH 5 - 9 [86].

Tuy nhiên, khi pH 8-12 có hiện tượng Cu giải phóng tăng nhẹ, cụ thể ở pH 8;

10; 12 lần lượt là 1,3; 2,8; 4,7%, kết quả tương đồng với các nghiên cứu trước đó

của Zhang và cộng sự, lý giải cho hiện tượng này có thể do chất hữu cơ hòa tan có

thể tăng ở pH kiềm vì điện tích âm trên chất hữu cơ làm tăng khả năng tạo phức với

các chất hữu cơ hòa tan từ trầm tích [86].

Kết quả cũng cho thấy lượng Cu giải phóng trung bình ở pH 2 cao gấp 14,2 lần,

ở pH 12 cao 3,2 lần so với ở pH 6 -8, Hình 3.15. Điều này cho thấy rủi ro do sự cố

axit và cả kiềm đều có tác động bất lợi cho môi trường nước.

Trong nghiên cứu khảo sát các dạng hóa học của Cu trong trầm tích cửa sông

Soài Rạp cho thấy dạng hữu cơ (F4) của Cu trong trầm tích là cao (32,0%) và tương

tự như trong nghiên cứu của Cappuyns & Swennen, khi ngâm chiết các mẫu được

lấy dọc theo sông Grote Beek, nằm ở phía đông nam của Cộng Đồng Flemisch

(Bắc-Bỉ) cho thấy việc ngâm chiết Cu cho thấy một lượng nhỏ Cu đã bị rửa trôi

trong khoảng pH kiềm [80].

Sử dụng phần mềm SPSS 20.0 để xác định tính sự sai khác các giá trị trung

bình giữa các thí nghiệm với giá trị p < 0,05 cho thấy khi từ pH 2 tăng lên pH 6 thì

Cu giải phóng khỏi trầm tích giảm có ý nghĩa thống kê, (Hình 3.15 & Hình 3.16).

a,b

h n ì b g n u r t g n ó h p i ả i g u C % ệ l ỉ

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

pH tăng từ 6 đến 12 có thay đổi nhưng không có ý nghĩa thống kê.

pH

Hình 3.16 Tỉ lệ % Cu giải phóng trung bình theo pH

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Nghiên cứu đã khẳng định Cu Hàm lượng trong trầm tích có khả năng giải

phóng khi pH môi trường nước thay đổi.

3.2.1.2 Ảnh hưởng pH lên quá trình giải phóng Pb trong trầm tích

Kết quả nghiên cứu quá trình giải phóng Pb ra khỏi trầm tích khi pH môi

trường thay đổi, (Hình 3.17 & Hình 3.18), cho thấy tương tự như Cu, khi pH tăng

quá trình giải phóng giảm mạnh ở cả 3 mẫu trầm tích, cao nhất ở pH 2 và giảm dần

về đến pH 12, dao động 0,024-0,479 mg/L và 0,5-12,2%.

Từ pH 6 đến pH 12 quá trình giải phóng Pb gần như không thay đổi. Nhìn

chung không có biến động lớn về quá trình giải phóng Pb của 3 mẫu trầm tích SR3,

SR5, SR7 theo pH, điều này có thể lý giải do tổng dạng liên kết hữu cơ và oxyt Fe-

Mn của Pb có thể đủ lớn để kiểm soát quá trình giải phóng theo pH, kết quả cũng

phù hợp với nghiên cứu các dạng hóa học của Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp

cho thấy phần liên kết này của Pb là 78,1±5,4%. Nghiên cứu của Begeal cũng cho

thấy những thay đổi về pH có nhiều khả năng ảnh hưởng đến độ bền các phức chất

0,60

L / g m

và sự giảm pH đã được chứng minh là phá vỡ các phức hợp này [154].

0,40

Pb SR5

Pb SR7

0,20

, g n ó h p i ả i g b P g n ợ ư l

m à H

0,00

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

Pb SR3

pH

Hình 3.17 Hàm lượng Pb giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo pH

Pb SR5

Pb SR7

g n ó h p i ả i g b P % ệ l ỉ

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

Pb SR3

pH

Hình 3.18 Tỉ lệ % Pb giải phóng khỏi trầm tích theo pH

Cụ thể ở pH 2, (Hình 3.19 & Hình 3.20), hàm lượng Pb giải phóng theo thí

nghiệm trung bình là 10,2%, dao động 8,1 – 11,7% (tương ứng 0,59 mg/L, dao

động 0,34-0,50 mg/L), giảm nhanh ở pH 4 với 1,5%, dao động 1,2-1,6% (tương ứng

0,45 mg/L, dao động 0,05-0,07 mg/L), quá trình diễn giải giống như cho trường hợp

Cu. Kết quả cũng cho thấy ở pH 2 lượng Pb giải phóng trung bình tăng 14,3 đến

21,5 lần khi pH trong khoảng 6 – 12, Hình 19, đây là dấu hiệu đáng báo động về rủi

0,60

0,40

L / g m

0,20

, h n ì b g n u r t g n ó h p i ả i g b P g n ợ ư l

m à H

0,00

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

ro sự cố axit là rủi ro rất cao.

pH

Hình 3.19 Biểu đồ biểu diễn hàm lượng Pb (mg/L) giải phóng trung bình theo pH

16,00

12,00

8,00

4,00

h n ì b g n u r t g n ó h p i ả i g b P % ệ l ỉ

0,00

2,0

4,0

10,0

12,0

8,0

6,0

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

pH

Hình 3.20 Biểu đồ biểu diễn Pb (%) giải phóng trung bình theo pH

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê).

Khi pH tăng từ 6 đến 12, quá trình giải phóng Pb gần như không thay đổi, dao động 0,55 đến 0,76%, điều này được lý giải như trường hợp của Cu, H+ giảm nên

không thể cạnh tranh với các vị trí liên kết của Pb với bề mặt trầm tích, dạng hợp

chất Pb carbonat và hydroxyt sẽ chiếm ưu thế, nên cũng hạn chế quá trình giải

phóng Pb2+ tự do [50], hơn nữa, theo nghiên cứu của Martín-Torre và cộng sự, Pb

có thể kết tủa dưới dạng chloropyromorphite (Pb5 (PO4)3Cl) ở các giá trị pH trong

khoảng 5-10 [83], chính điều này cũng làm cản trở quá trình giải phóng Pb.

Khi pH từ 6 đến 12, tỷ lệ Pb giải phóng gần như không thay đổi, điều này trái

ngược với Cu có tăng nhẹ, có thể lý giải do Pb có thể không hình thành các liên kết

hữu cơ cao hòa tan khi pH kiềm [86].

Sử dụng phần mềm SPSS 20.0 để xác định tính sự sai khác các giá trị trung

bình giữa các thí nghiệm với giá trị p < 0,05 cho thấy khi từ pH 2 tăng lên 6 thì Pb

giải phóng khỏi trầm tích giảm có ý nghĩa thống kê, (Hình 3.19 & Hình 3.20), khi

pH từ 6 đến 12 có thay đổi nhưng không có ý nghĩa thống kê.

3.2.1.3 Ảnh hưởng pH đến quá trình giải phóng Cu và Pb theo hệ số phân bố Kd

Hệ số phân bố Kd được dùng để đánh giá khả năng kim loại gắn với trầm

tích, Kd càng lớn thì khả năng kim loại gắn với trầm tích càng lớn và ngược lại. Kết

quả nghiên cứu cho thấy với các giá trị pH khác nhau đã làm thay đổi hệ số phân bố

Kd của các kim loại nặng nghiên cứu, cụ thể với Cu dao động 38-904 L/kg và Pb là

89-1879 L/kg, Hình 3.21. Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy Kd ở mọi giá trị pH

nghiên cứu của Pb luôn lớn hơn của Cu, chứng tỏ khả năng giải phóng Pb là thấp,

điều này đươc giải thích sự hấp phụ kim loại lên trầm tích được điều chỉnh bởi

tương tác tĩnh điện, liên kết mạnh nhất sẽ được tạo thành bởi các cation kim loại

nếu có cùng điện tích sẽ phụ thuộc vào bán kính cation nên Pb > Cu [155] và như

vậy khả năng linh động của Cu lớn hơn của Pb, kết quả tương tư như trong nghiên

cứu của Riba và cộng sự [75].

Hơn nữa, kết tủa của Pb ở dạng carbonat (pT = 13,13), so với Cu (pT=9,6) và

đặc biệt, Pb có thể kết tủa dưới dạng chloropyromorphite (Pb5 (PO4)3Cl) ở các giá

trị trong khoảng pH 5-10 với pT =79,12 [83], chính điều này cũng làm cho Pb khó

giải phóng hơn Cu.

Đối với Cu, khi pH tăng từ 2-8, Kd tăng từ 38 lên 904 L/kg, (Hình 3.21), điều này có thể được giải thích do giảm cạnh tranh của ion H+, làm cho độ mạnh liên kết

giữa Cu và trầm tích tăng lên, quá trình giải phóng ít hơn, kết quả này cũng tương

đồng với nghiên cứu của Phillips và cộng sự, trong khoảng pH 6-8 [65]. Tuy nhiên,

khi pH > 8 thì Kd của Cu giảm mạnh, từ 904 về 254 L/kg, điều này được lý giải do

2500

2000

g k / L b P

1500

, u C a ủ c

1000

b,c

500

K ố b n â h p ố s ệ H

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

khả năng tạo phức với các chất hữu cơ tan trong môi trường kiềm [86,83].

pH

Hình 3.21 Hệ số phân bố Kd (L/kg) của Cu và Pb theo pH

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Hơn nữa, khi pH tăng khả năng hòa tan của các vật chất hữu cơ trong trầm

tích cũng tăng [86], trong khi theo nghiên cứu của Noegrohati thì Cu thường được

phân loại là các chất nhận điện tử, nên các nhóm có chứa oxy, hydroxyt, OH-,

hydroxyl,-OH và carboxyl, -COOH có trong chất hữu cơ hòa tan sẽ kéo đồng ra

khỏi trầm tích, trong khi Pb thì không [155]. Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy Kd

của Pb luôn luôn lớn hơn Cu ở mọi pH từ 2 -12 (Hình 3.21), điều này cho thấy nguy

cơ Cu giải phóng nhiều hơn Pb khi pH môi trường thay đổi, kết quả cũng phù hợp

với nghiên cứu đánh giá các dạng hóa học của Cu và Pb trong trầm tích cửa sông

Soài Rạp đã cho thấy chỉ số rủi ro môi trường (RAC) của Cu lớn hơn của Pb trong

trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp.

Sử dụng phần mềm SPSS 20.0 để xác định tính sự sai khác các giá trị trung

bình giữa các thí nghiệm với giá trị p < 0,05 (Hình 3.21) chỉ ra sự sai khác các giá

trị trung bình Kd giữa các thí nghiệm khi pH 2; 4; 6 của Cu và Pb sai khác có ý

nghĩa thống kê.

Theo kết quả nghiên cứu (Hình 3.22), lượng Cu tích lũy trong trầm tích ở các

mẫu nghiên cứu dao động 22,5-24,9 mg/kg được giải phóng khi pH thay đổi cho

thấy, với hàm lượng Cu giải phóng dao động 0,02 – 0,58 mg/L ở cửa sông Soài Rạp

đã gây tác động bất lợi cho động vật 2 mảnh vỏ, cụ thể với hàu Thái Bình Dương,

dựa theo nghiên cứu của Mai và cộng sự, EC50 của Cu cho tinh trùng hàu Thái Bình

Dương là 0,02 mg/L và 0,013 mg/L cho ấu trùng hàu [65].

Từ kết quả nghiên cứu và kết hợp với quan sát thực tiễn cho thấy các hoạt động

nuôi hầu hiện nay chủ yếu phải làm giống từ các trại nuôi hàu giống, thu ấu trùng

hàu thỉnh thoảng cũng đã nhìn thấy trên vùng cửa sông Soài Rạp nhưng chủ yếu ở

các khu vực sát rừng ngập mặn. Qua nghiên cứu cho thấy cần có những giải pháp

bảo tồn nguồn ấu trùng hàu tự nhiên, kịp thời quản lý và ngăn chặn để tránh ô

0,60

0,50

L / g m

0,40

0,30

g n ó h p i ả i g i ạ o l

0,20

m i k g n ợ ư l

0,10

m à H

0,00

2,0

4,0

8,0

10,0

12,0

6,0

nhiễm thêm cũng như phòng ngừa các sự cố hóa chất trong vận chuyển và xả thải.

pH

Hình 3.22 Hàm lượng mg/L Cu và Pb giải phóng trung bình theo pH

Hàm lượng Pb ở các mẫu trầm tích cửa sông Soài Rạp dao động khoảng 41,6

– 42,7 mg/kg, khi thay đổi pH, khả năng giải phóng Pb dao động 0,02 -0,50 mg/L

(Hình 3.22), cho thấy là không ảnh hưởng đến sinh sản và phát triển của hàu bởi

theo nghiên cứu của Xie và cộng sự về độc tính Pb cho phôi hàu Thái Bình Dương

có EC50 là 0,66 mg/L, ấu trùng có LC50 trong 96 giờ được xác định là 0,7 mg/L và

LOEC là 0,97 mg/L [156].

Tóm lại: Rõ ràng các mẫu trầm tích tại các điểm khảo sát theo đánh giá của

quy chuẩn Việt Nam là nằm trong phạm vi cho phép, nhưng theo EPA thì có Pb là

vượt ngưỡng, tuy nhiên trong khảo sát ảnh hưởng pH đến quá trình giải phóng Cu

và Pb cho thấy chỉ có Pb là không gây ảnh hưởng đến quá trình sinh sản, phát triển

phôi ấu trùng hàu, loài được nuôi phổ biến ở vùng cửa sông này, còn Cu thì ngược

lại (Hình 3.22). Kết quả nghiên cứu khẳng định đánh giá rủi ro kim loại Cu và Pb

trong trầm tích, cụ thể ở cửa sông Soài Rạp không thể chỉ dựa vào các quy chuẩn

mà cần phải tiến hành khảo sát các yếu tố môi trường thay đổi trong đó có pH tác

động lên quá trình giải phóng kim loại trong trầm tích ra môi trường nước.

3.2.2 Ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu, Pb khỏi trầm tích

3.2.2.1 Ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu trong trầm tích

Theo kết quả nghiên cứu ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu

trong trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp, (Hình 3.23 & 3.24), cho thấy Cu giải

phóng ở các giá trị độ mặn cho mẫu SR3 là thấp nhất, sau đó là SR5 và SR7 điều

này có thể do SR3 tiếp xúc với độ mặn thường xuyên cao hơn SR5 & SR7 nên khả

0,04

năng giải phóng đã đạt trạng thái ổn định.

SR3

SR5

SR7

0,03

L / g m

0,03

0,02

, g n ó h p i ả i g u C g n ợ ư l

m à H

0,01

20 Độ mặn (‰)

Hình 3.23 Hàm lượng Cu giải phóng (mg/L) khỏi trầm tích theo độ mặn ‰

Kết quả cũng cho thấy Cu giải phóng giảm trong khoảng độ mặn 5 đến 10 ‰

ở cả 3 mẫu, cụ thể, Cu giải phóng cao ở độ mặn 5 ‰ là 0,022– 0,026 mg/L hay

0,99- 1,03%, và thấp hơn ở độ mặn 10 ‰ là 0,017 – 0,023 mg/L hay 0,74-0,93%,

sau đó tăng trở lại khi độ mặn tăng, cụ thể ở độ mặn 35‰ cho mẫu SR7 là 0,032

mg/L (1,3%).

Kết quả nghiên cứu (Hình 3.23 & Hình 3.24), cũng cho thấy khi độ mặn tăng

từ 5 đến 10 ‰, hàm lượng Cu giải phóng giảm cho cả 3 mẫu, trung bình từ

0,025mg/L (1,04%) ở độ mặn 5 ‰ về 0,020 mg/L (0,86%) ở độ mặn 10 ‰, điều

này được lý giải do trong khoảng độ mặn này có thể làm tăng sự kết dính của

khoáng sét và do đó quá trình keo tụ của trầm tích hạt mịn trong huyền phù và làm

1,40

giảm lượng Cu giải phóng [157].

SR3

SR5

1,20

SR7

1,00

g n ó h p i ả i g u C % ệ l ỉ

0,80

0,60

20 Độ mặn ‰

Hình 3.24 Tỉ lệ % Cu giải phóng khỏi trầm tích theo độ mặn ‰

Kết quả cũng tương tự như trong nghiên cứu của Samani và cộng sự., cũng

như của Karbassi & Heidari đã chứng minh diễn biến giảm hàm lượng Cu hòa tan,

cụ thể khi ở độ mặn 0,6 ‰ hàm lượng Cu tự do là 24,82% theo thí nghiệm thì khi

độ mặn 2,7 ‰ Cu còn ngoài dung dịch là 21,8% [158], cũng như của Karbassi &

Heidari khi nghiên cứu sự thay đổi hàm lượng Cu hòa tan theo độ mặn cho kết quả

hàm lượng Cu tan giảm khi độ mặn tăng từ 1,5 lên 10 ‰ (pH 8,6 ± 0,1) [159].

Sau đó, khi độ mặn từ 10 ‰ đến 35 ‰ (Hình 3.25 & Hình 3.26), cho thấy

quá trình giải phóng Cu tăng trung bình từ 0,020 mg/L (tương ứng 0,86%) lên 0,030

mg/L (tương ứng 1,27%), được diễn giải do tăng khả năng tạo phức với các anion nước biển (Cl- và SO4 2-) hoặc tăng cạnh tranh cho các vị trí hấp phụ của các cation nước biển (Na+, K+, Ca2+ và Mg2+) [81,66]. Kết luận tương tự cũng tím thấy trong

nghiên cứu Trần Thị Mai Phương cũng cho rằng sự sụt giảm liên tục hàm lượng

0,032

c,d

b,c

0,027

a,b,c

a,b

L / g m

0,022

, h n ì b g n u r t g n ó h p i ả i g u C g n ợ ư l

m à H

0,017

20 Độ mặn ‰

Hình 3.25 Hàm lượng Cu giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn ‰

kim loại nặng trong trầm tích lơ lửng do độ mặn tăng [160].

1,4

c,d

1,2

1,0

a,b

g n ó h p i ả i g u C % ệ l ỉ

0,8

0,6

20 Độ mặn ‰

Hình 3.26 Tỉ lệ (%) trung bình Cu giải phóng theo độ mặn

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Kết quả nghiên cứu (Hình 3.26), lượng Cu giải phóng trung bình dao động

0,86–1,27% cao hơn trong nghiên cứu của Zhao và cộng sự trên trầm tích cửa sông

Dương Tử (0.17–0.48%), có thể do phần Cu ở dạng các liên kết hữu cơ và với các

oxit Fe - Mn trong trầm tích cao hơn cửa sông Soài Rạp, cụ thể trong trầm tích cửa

sông Dương Tử trung bình là 23,4% [84], trong khi trong trầm tích sông Soài Rạp

trung bình là 62,5 ± 4,1%.

Theo kết quả nghiên cứu (Hình 3.25 & 3.26), lượng Cu giải phóng từ trầm

tích theo các độ mặn khác nhau có ý nghĩa thống kê với độ mặn 5, 15, 25, 35‰ (p <

0.05). Nhưng lượng Cu được giải phóng lại giảm trong khoảng độ mặn từ 5-10 ‰.

3.2.2.2 Ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Pb trong trầm tích

Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Pb trong trầm

tích vùng cửa sông Soài rạp (Hình 3.27, Hình 3.28), cho thấy ở độ mặn 5 ‰, lượng

Pb giải phóng ra ít nhất là 0,79% với SR3 và 1,5% với mẫu SR5 & SR7 và ở độ

mặn 35 ‰, lượng Pb giải phóng ít nhất 2,4% ở SR5, 2,6% với SR7 và 3,07% với

mẫu SR3, thứ tự ở mỗi giá trị độ mặn là có khác nhau, nguyên nhân chủ yếu có thể

là sự cạnh tranh hấp phụ giữa cation trong nước muối khi tăng độ mặn sẽ áp đảo lên

các vị trí hấp phụ Pb của chất hữu cơ và oxit Fe-Mn trong các trầm tích [161,77]

hay do tạo thành phức chloro-kim loại làm tăng linh động của Pb [105], tùy theo cơ

0,14

d,e

0,12

L / g m

c,d

b,c

0,10

a, b

0,08

0,06

, g n ó h p i ả i g b P g n ợ ư l

0,04

m à H

0,02

15 20 Độ mặn ‰

Hình 3.27 Hàm lượng Pb giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn ‰

chế nào chiếm ưu thế hơn.

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Kết quả nghiên cứu (Hình 3.27, Hình 3.28), cho thấy quá trình giải phóng Pb

tăng khi độ mặn tăng diễn ra cho cả 3 mẫu trầm tích. Kết quả tương tự cũng được

ghi nhận trong nghiên cứu của Zhang và cộng sự, khi khảo sát ảnh hưởng độ mặn

3,0

d,e

2,5

c,d

2,0

b,c

a,b

1,5

1,0

g n ó h p i ả i g b P %

0,5

0,0

15 20 Độ mặn ‰

Hình 3.28 Tỷ lệ Pb (%) giải phóng trung bình theo độ mặn

(NaCl) lên quá trình hấp phụ Pb lên trầm tích sông Tiền Đường, phía động Trung Quốc là Na+ có thể cạnh tranh với Pb cho các vị trí liên kết trên bề mặt trầm tích và Cl- có thể tạo thành phức chloro-kim loại làm tăng linh động của Pb [105].

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Sử dụng phần mềm SPSS 20.0 để xác định tính sự sai khác các giá trị trung

bình giữa các thí nghiệm với giá trị p < 0,05 cho thấy với độ mặn 5, 15, 30 ‰ thì Pb

giải phóng khỏi trầm tích tăng có ý nghĩa thống kê (Hình 3.27 và 3.28).

3.2.2.3 Ảnh hưởng độ mặn đến quá trình giải phóng Cu, Pb theo hệ số phân bố Kd

Kết quả nghiên cứu (Hình 3.29), cho thấy Kd của Cu giảm từ 1168 – 780

L/kg khi độ mặn tăng từ 10 lên 35 ‰ và Pb giảm từ 859 về 364 L/kg khi độ mặn

tăng từ 5 lên 35 ‰, rõ ràng khi độ mặn tăng, Kd giảm, hay nói cách khác là khả

năng giải phóng Cu và Pb tăng, kết quả tương đồng với nghiên cứu của Riba và

cộng sự, là Kd giảm khi độ mặn tăng và Cu khó giải phóng hơn Pb [75]. Kết quả

cũng tương đồng với nghiên cứu của Baeyens và cộng sự, khi nghiên cứu xác định

hệ số phân bố Kd các kim loại trên cửa sông Scheldt cho giá trị Kd của Cu giảm khi tăng độ mặn và dao động từ 10 đến 25. 104 L/kg [162].

1400

d,c

Cu

Pb

b,c,d

1200

g k / L

b,c

, b P

1000

a,b

c,d

800

b,c

, u C a ủ c

b,c

600

a,b

400

K ố s ệ H

200

Độ mặn ‰

Hình 3.29 Kd (L/kg) trung bình Cu và Pb theo độ mặn

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Kết quả nghiên cứu, hệ số Kd của Cu có sự sai khác có ý nghĩa giữa các giá

trị độ mặn 5, 10, 25, 35 ‰, với Pb ở các độ mặn 10, 25, 35 ‰, kết quả này cũng

tương đồng với nghiên cứu của Phillips và cộng sự, trong khoảng độ mặn 5-30 ‰

[163]. Do đó có thể thấy rằng ở độ mặn cao khả năng giải phóng Cu, Pb từ trầm tích

cao hơn so với môi trường có độ mặn thấp, điều này được lý giải bởi các ion Cu và Pb có khả năng tạo phức với Cl- trong môi trường nước biển, giúp cho quá trình giải

phóng các ion kim loại ra môi trường nước [164,165]. Diễn giải tương tự như trong

nghiên cứu của Riba và cộng sự, quá trình giải hấp xảy ra do tăng khả năng tạo 2-) hoặc tăng cạnh tranh cho các vị trí hấp phức với các anion nước biển (Cl- và SO4 phụ của các cation nước biển (Na+, K+, Ca2+ và Mg2+) [151].

Khi so sánh hệ số Kd của Cu và Pb, kết quả cho thấy hệ số Kd của Cu lớn hơn

Pb ở từng giá trị độ mặn, điều này được giải thích quá trình giải phóng Pb khi thay

đổi độ mặn có thể do tạo phức chloro [84]. Thực tế độ mạnh liên kết phức của các

ion kim loại với anion Cl phụ thuộc vào bán kính ion, ion có bán kính càng lớn thì

độ mạnh liên kết phức càng mạnh, trong đó bán kính của các ion lần lượt là Pb

(0,126 nm) > Cu (0.098 nm) [166]. Do vậy, Pb có khả năng giải phóng khỏi trầm

tích cao hơn Cu, đặc biệt ở môi trường có độ mặn cao. Bên cạnh đó theo nghiên cứu

của Begeal cũng cho thấy liên kết phức của ion Cu với anion clorua nhỏ hơn Pb và

các liên kết của Cu với các chất hữu cơ, oxyt Fe, Mn trong trầm tích đủ mạnh để

không cho clorua gây ra sự giải hấp [154,84].

Theo kết quả nghiên cứu ảnh hưởng độ mặn lên quá trình giải phóng Cu, Pb

trong trầm tích vùng cửa sông Soài rạp (Hình 3.30), cho thấy ở đô mặn 20 -35 ‰

(điều kiện độ mặn cho nuôi hầu), Cu giải phóng dao động 0,020 – 0,030 mg/L, theo

Mai và cộng sự đã chứng minh rằng khả năng thụ tinh của tinh trùng hàu bị ảnh

0,14

0,12

L / g m

0,10

0,08

, g n ó h p i ả i g b P

0,06

0,04

, u C g n ợ ư l

0,02

m à H

0,00

20 15 Độ mặn ‰

Hình 3.30 Hàm lượng Cu và Pb giải phóng trung bình (mg/L) theo độ mặn

hưởng với EC50 của Cu là 0,020 mg/L.

Như vậy, mẫu trầm tích cả 3 điểm SR3, SR5 và SR7 với những độ mặn khác

nhau đều vượt giá trị EC50 cho tinh trùng và ấu trùng hàu. Do vậy, có thể dự báo

quá trình tích tụ và giải phóng Cu từ trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp có thể gây

ảnh hưởng bất lợi đến sự phát triển giai đoạn sớm của hàu Thái Bình Dương, loài

được nuôi rất phổ biến vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Tuy nhiên đối với trứng

hàu Thái Bình Dương, theo Mai và cộng sự thì khi trứng hàu phơi nhiễm với Cu có

EC50 là 0,057 mg/L ở độ mặn là 24 ‰ [65], như vậy dự báo sự tích tụ và giải phóng

Cu từ trầm tích ở các điểm nghiên cứu SR3, SR5 và SR7 chưa bị ảnh hưởng.

Theo nghiên cứu của Xie và cộng sự., độc tính Pb cho phôi hàu Thái Bình

Dương có LC50 trong 96 giờ được xác định là 0,669 mg/L và nồng độ Pb thấp nhất

ảnh hưởng đến sự phát triển của ấu trùng hàu LOEC là 0,097 mg/L [156]. Như vậy

các mẫu trầm tích với các độ mặn thí nghiệm 20-35 ‰ trong nghiên cứu này cho

thấy hàm lượng Pb được giải phóng từ trầm tích dao động trung bình từ 0,086 –

0,114 mg/L không ảnh hưởng đến sự phát triển của ấu trùng hàu.

Khảo sát ảnh hưởng các yếu tố môi trường như pH và độ mặn lên quá trình

giải phóng Cu và Pb trong trầm tích cửa sông Soài Rạp, sông Sài Gòn – Đồng Nai

đã khẳng định phương pháp đánh giá dựa vào các quy chuẩn và các chỉ số đánh giá

hay nói cách khác là dựa vào phân tích hóa học tổng hàm lượng kim loại Cu và Pb

trong trầm tích chưa thể đánh giá hết các ảnh hưởng của Hàm lượng Cu và Pb trong

trầm tích lên sinh vật. Các yếu tố môi trường (pH và độ mặn) đã thay đổi khả năng

di động của Cu và Pb trong trầm tích và tác động lên sinh vật nước, cụ thể là quá

trình sinh sản và phát triển của ấu trùng hàu Thái Bình Dương, loài được nuôi phổ

biến vùng cửa sông Soài Rạp, sông Sài Gòn- Đồng Nai. Cụ thể, đánh giá theo quy

chuẩn Việt nam, EPA Cu và Pb trong trầm tích không vượt, tuy nhiên kết quả

nghiên cứu cho thấy, khi pH thay đổi, Cu Hàm lượng trong trầm tích giải phóng và

ảnh hưởng lên phôi, ấu trùng hàu (theo giá trị EC50 tham khảo) ở các giá trị pH từ 2-

12, trong khi Pb không gây ảnh hưởng, tương tự khi độ mặn môi trường thay đổi

20-35 ‰, các mẫu trầm tích trong nghiên cứu cho thấy Cu gây ảnh hưởng lên quá

trình sinh sản và phát triển phôi, ấu trùng hàu, trong khi Pb không ảnh hưởng.

Tuy nhiên, để dự báo mức độ Hàm lượng Cu và Pb trong trầm tích có thể gây

ảnh hưởng đến quá trình sinh sản và phát triển phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương

đang được nuôi ở vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai cần phải tiến hành thử

nghiệm độc tính trầm tích kết hợp Cu và Pb. Các giá trị thu được trong thử nghiệm

sẽ định hướng quản lý nhằm bảo vệ nguồn lợi thủy sản, cho phát triển bền vững.

3.3 Đánh giá khả năng hấp phụ (Cu2+, Pb2+) của trầm tích cửa sông Sài Gòn –

Đồng Nai

3.3.1 Xác định đặc tính hóa lý mẫu trầm tích tham chiếu

Kết quả phân tích mẫu trầm tích tham chiếu trong nghiên cứu (Bảng 3.9),

cho thấy các giá trị độ mặn, pH và TOC thu được không có sự biến động lớn so với

nghiên cứu trước đó tại vị trí thu mẫu SR1, Bảng 3.2. Hàm lượng Cu trong mẫu

trầm tích đã có thay đổi 21,4 so với 16,4 mg /kg, trong khi Pb không thay đổi 28,62

so với 28,20 mg/kg, điều này có thể là do những thay đổi trong hoạt động ven biển

Bảng 3.9 Giá trị trung bình của pH, độ mặn, TOC, Cu và Pb trong trầm tích của cửa sông

Soài Rạp

ảnh hưởng đến trầm tích bề mặt tại vị trí lấy mẫu.

Độ mặn (‰) TOC (%) Cu (mg/kg) Pb (mg/kg)

pH

Giá trị trung bình

2,8

21,41

28,62

7,1

0,2

0,02

0,1

Đánh giá mức độ ô nhiễm do Cu và Pb trong trầm tích cho thấy Cu và Pb

nằm trong ngưỡng cho phép theo quy chuẩn theo QCVN 43:2017/BTNMT và theo

ERL (34,0 & 46,7 mg /kg) [167]. Như vậy, mẫu trầm tích thu thập tại cửa sông Soài

Rạp không bị ô nhiễm và có thể sử dụng để khảo sát tiếp tục như mẫu trầm tích

tham chiếu cho đánh giá độc tính trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp [168]. 3.3.2 Cân bằng và động học quá trình hấp phụ Cu2+ lên trầm tích

3.3.2.1 Cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích

Kết quả nghiên cứu (Hình 3.31), cho thấy mối liên hệ giữa dung lượng hấp

1,00

0,80

g / g m

0,60

0,40

, q ụ h p p ấ h g n ợ ư l

0,20

g n u D

0,00

60 80 Nồng độ Cu2+ ban đầu C0, mg/L

phụ Cu2+ lên trầm tích với nồng độ C0 ban đầu.

Các chữ cái khác nhau thể hiện sai khác có ý nghĩa thống kê

Hình 3.31 Mối quan hệ giữa dung lượng hấp phụ q (mg/g) và C0 (mg/L) của Cu2+

Có thể quan sát sự gia tăng khả năng hấp phụ khi tăng nồng độ Cu2+ trong khoảng từ 0,00 đến 80,00 mg/L, cụ thể ở C0 80,7 mgCu2+/L thì dung lượng hấp phụ

q đạt 0,8 mgCu2+/g, qua đó cũng cho thấy khả năng hấp phụ tối đa của trầm tích

) g m / g ( ,

q / 1

200

400

1000

1200

1400

600 800 1/C, (L/mg)

Hình 3.32 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích theo Langmuir

logC

0,40

0,00

-3,5

-3,0

-2,5

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

-0,40

q g o l

-0,80

-1,20

-1,60

Hình 3.33 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích theo Freundlich

chưa đạt được trong các điều kiện thí nghiệm.

Kết quả tính toán các thông số hấp phụ cho thấy quá trình hấp phụ Cu2+ lên trầm tích cửa sông Soài Rạp phù hợp với mô hình Langmuir (Hình 3.32), với R2 = 0,99, KL=56 L/mg q0=0,86 mg/g và cả mô hình Freundlich (Hình 3.33), với R2 =

0,94; KF=2,7; nF = 1,8 (Bảng 3.10).

Bảng 3.10 Thông số cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích

Loại mô hình

Thông số

Phương trình

R2

KL=56 L/mg; q0=0,86

Langmuir

y = 0,0209x + 1,1629

0,9964

mg/g

KF=2,7;

Freundlich

y = 0,551x + 0,425

0,9358

nF = 1,8

Mặc dù, hai mô hình đều phù hợp để giải thích quá trình hấp phụ ion Cu2+ lên trầm tích, nhưng mô hình Langmuir phù hợp hơn (R2 = 0,99 so với 0,94). Nhận

định này cho thấy có bằng chứng về quá trình hấp phụ đơn lớp của bề mặt chất hấp

phụ đồng nhất [169]. Kết quả nghiên cứu tương tự như các nghiên cứu trước đây là sự hấp phụ Cu2+ trên trầm tích phù hợp với cả hai mô hình Langmuir và Freundlich [128,170,17]. Dung lượng hấp phụ của Cu2+ tối đa lên trầm tích trong nghiên cứu là

0,86 mg/g (Bảng 3.11), thấp hơn trong nghiên cứu về sự hấp phụ Cu lên trầm tích

ven biển của cửa sông Hoàng Hà, Trung Quốc của Wu & Ren dao động 12,6 - 28,7

mg/g, có thể được giải thích do các tỷ lệ chất rắn / lỏng trong quá trình khảo sát hấp

phụ tại phòng thí nghiệm là khác nhau, 1/10 trong nghiên cứu so với 1/300 trong

nghiên cứu của Wu & Ren [170]. Nhận định cũng phù hợp với nghiên cứu của

Ariffin và cộng sự cho thấy hiệu quả hấp phụ giảm khi tăng tỷ lệ rắn/lỏng trong

nghiên cứu hấp phụ [171].

Kết quả nghiên cứu cho kết quả dung lượng hấp phụ tối đa của Cu2+ là 0,86

mg/g (hay 860 mg/kg) là thấp hơn trong nghiên cứu của Strom và cộng sự sử dụng

trầm tích cửa sông ở Vịnh Bonnet, Công viên Boronia và Grays Point và từ các sông Woronora, Lane Cove và Port Hacking của Australia được trộn với Cu2+ để

đạt 2000mg/kg, sự khác biệt này có thể là do phương pháp tiến hành khác nhau,

trong nghiên cứu Strom bổ sung trực tiếp vào trầm tích và ước tính theo lượng bổ

sung, trong nghiên cứu đã không khảo sát dung lượng hấp phụ tối đa ở thời điểm

cân bằng [125].

3.3.2.2

Động học hấp phụ Cu2+ lên trầm tích Dữ liệu nghiên cứu động học hấp phụ Cu2+ lên trầm tích với nồng độ dung

dịch ban đầu C0 là 66,7 mg/L (Hình 3.34), với thời gian khảo sát 18 giờ, cho thấy

dung lượng hấp phụ là q = 0,6661 mg/g sau 1 giờ đầu tiên, đến 18 giờ q đạt 0,6663

mg/g tăng 0,03% so với giờ đầu tiên.

0,6664

) g / g m

b,c

0,6663

b,c

0,6662

0,6661

( q , ụ h p p ấ h g n ợ ư l g n u D

0,6660

Thời gian (giờ)

Hình 3.34 Biểu diễn dung lượng hấp phụ Cu2+ (mg/g) thời gian (giờ)

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Kết quả thu được cho thấy sự hấp phụ tăng nhanh trong giờ đầu tiên, tăng

chậm trong 5 giờ sau đó và sau 12 giờ đạt đến trạng thái cân bằng hấp phụ (Hình

3.34). Giai đoạn nhanh ban đầu có thể là do số lượng lớn các vị trí hấp phụ có sẵn để hấp phụ Cu2+ [172] và cũng có thể do Cu2+ trong dung dịch ban đầu dễ dàng liên

kết với các dạng sulfua, carbonat trong trầm tích mặt [170]. Kết quả nghiên cứu phù

t(giờ)

-7,40.0

-7,50.0

-7,60.0

) q - e q ( n l

-7,70.0

-7,80.0

-7,90.0

Hình 3.35 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 1 của Cu2+ lên trầm tích

hợp với các nghiên cứu trước đó của nhiều tác giả cho thấy trạng thái cân bằng hấp phụ của Cu2+ lên trầm tích đã đạt được trong khoảng 4-10 giờ [17,128].

1,5013

1,5012

1,5011

1,5010

g m / g , ) q / 1 (

1,5009

1,5008 -0,1

0,1

0,3

0,5

0,7

0,9

1,1

Hình 3.36 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 2 của Cu2+ lên trầm tích

Bảng 3.11 Thông số động học hấp phụ Cu2+ lên trầm tích

1/t (1/giờ)

Loại mô hình

Thông số

Phương trình

R2

k1=0,02 mg/g.giờ

Động học giả bậc 1

y = -0,0186x -0 ,5334

0,7502

qe=0,0005 mg/g

qe=0,67 mg/g

Động học giả bậc 2

y = 0,0004x + 1,5008

0,9734

k2=5625(g/(mg.giờ))

Trong nghiên cứu động học, mô hình động học giả bậc 1 và bậc 2 đã được sử

dụng để diễn đạt kết quả nghiên cứu (Hình 3.35 & Hình 3.36). Các hằng số tốc độ, các giá trị dung lượng hấp phụ và các hệ số tương quan R2 tương ứng đã được tính

toán và được trình bày trong Bảng 3.11, cho thấy mô hình giả bậc hai phù hợp hơn để giải thích động học hấp phụ của Cu2+ trên trầm tích. Không thể sử dụng mô hình bậc nhất giả để đánh giá dữ liệu động học vì hệ số tương quan thấp (R2 = 0,75) và qe

tính toán (0,0005 mg/g) và trong khi dữ liệu thực nghiệm (0,667 mg/g) là rất khác

nhau. Điều đó có nghĩa là tỷ lệ chiếm các vị trí hấp phụ tỷ lệ thuận với số lượng các

vị trí không bị chiếm bởi vì mô hình động học giả bậc hai dựa trên cơ chế bậc hai

[173]. 3.3.3 Cân bằng và động học quá trình hấp phụ Pb2+ lên trầm tích

3.3.3.1 Cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích

Theo kết quả nghiên cứu (Hình 3.37), cho thấy sự biến đổi trong quá trình hấp phụ Pb2+ lên trầm tích khi nồng độ ban đầu C0 thay đổi. Có thể quan sát sự gia tăng dung lượng hấp phụ khi tăng nồng độ Pb2+ trong khoảng từ 0,00 đến 3333

mg/L. Hình 3.37, cụ thể ở C0 ban đầu là 5000mg/L thì dung lượng hấp phụ đạt 49,1

mgPb/g. Kết quả thực nghiệm cũng cho thấy dung lượng hấp phụ tối đa của trầm

tích chưa đạt được trong các điều kiện thí nghiệm.

Từ dữ liệu thực nghiệm, các thông số hấp phụ được tính toán (Bảng 3.13) cho thấy phù hợp với mô hình đẳng nhiệt Langmuir (R2=0,99) & Freundlich (R2=0,89), Hình 3.38 và Hình 3.39, kết quả tương tự đã được trình bày trong nghiên

cứu của A. và cộng sự [169], Wu & Ren [170].

Tuy nhiên, mặc dù mô hình Langmuir phù hợp ở mức cao hơn (R2 = 0,99)

nhưng kết quả thực nghiệm lớn hơn so với tính toán theo mô hình. Do đó mô hình Langmuir không phù hợp để giải thích cơ chế hấp phụ Pb2+ lên trầm tích, quá trình hấp phụ trầm tích của Pb2+ lên trầm tích có sự đóng góp của hấp phụ hóa học, kết

quả tương tự cũng tím thấy trong nghiên cứu của Wu & Ren (Wu & Ren, 2011).

Khả năng hấp phụ tối đa trong nghiên cứu là 35,2 mg/g (Bảng 3.13), thấp hơn trong

nghiên cứu của A, Hegedűsová và cộng sự (65,36 mg/g), có thể được giải thích do

sử dụng các tỷ lệ chất lỏng / rắn sử dụng trong thí nghiệm là khác nhau (1/10 so với

) g / g m

( ,

q ụ h p p ấ h g n ợ ư l g n u D

1000

2000

3000

5000

4000 Nồng độ Pb2+ ban đầu C0, mg/L

Hình 3.37 Biểu diễn dung lượng hấp phụ q(mg/g) của Pb2+ với nồng độ ban đầu C0 (mg/L)

Các chữ cái khác nhau thể hiện sai khác có ý nghĩa thống kê

1/1000) [169].

0,80

0,60

0,40

g m / g , q / 1

0,20

0,00

1/C, L/mg

Hình 3.38 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích theo Langmuir

Logq

1,8

1,4

1,0

0,6

0,2

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

-0,2

LogC

Hình 3.39 Biểu diễn cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích theo Freundlich

Bảng 3.12 Thông số cân bằng hấp phụ Pb2+ trên trầm tích

Loại mô hình

Thông số

Phương trình

R2

y = 0,0364x + 0,0284

KL=0,78 L/mg;

Langmuir

0,99

q0=35,2 mg/g

y = 0,4186x + 0,9132

KF = 8,2;

Freundlich

0,89

nF = 2,4

3.3.3.2

Động học hấp phụ Pb2+ lên trầm tích Các kết quả thực nghiệm về quá trình hấp phụ của Pb2+ vào trầm tích (Hình 3.40) tại các thời điểm khác nhau, cho thấy sự hấp phụ Pb2+ tăng nhanh trong 6 giờ

đầu, sau đó chậm dần và sau 12 giờ gần như đạt đến trạng thái cân bằng hấp phụ. Dung lượng hấp phụ Pb2+ trong nghiên cứu ở 6 giờ (q=32,3 mg/g) so với 12 giờ

(q=32,64 mg/g) tăng 0,97%. Thời gian đạt trạng thái cân bằng trong nghiên cứu chậm hơn so với nghiên cứu của Wu và Ren về hấp phụ Pb2+ trong trầm tích ven

biển của cửa sông Hoàng Hà (2 giờ), có thể được giải thích bằng các tỷ lệ rắn / lỏng

khác nhau (1:10 so với 1:20) [170] và ngược lại, so với nghiên cứu của Xue Qiang

Lu là nhanh hơn có thể do tỉ lệ R/L nhỏ hơn (1/10 so với 1/5,5), cân bằng dễ đạt

được [17].

Kết quả tính toán các thông số như hằng số tốc độ k, dung lượng hấp phụ qe và hệ số tương quan R2 (Hình 3.41, Hình 3.42 và Bảng 3.13) kết hợp với dung

lượng hấp phụ trong thực nghiệm (qTN 32,68 mg/g) chỉ ra mô hình giả bậc hai phù hợp hơn để giải thích động học hấp phụ của Pb2+ trên trầm tích cửa sông Soài Rạp với R2 là 0,98 so với 0,86 của mô hình giả bậc 1 và qe tính toán theo mô hình giả bậc 1 là 3,1 mg/g, so với thực nghiệm là 32,68 mg/g rất khác xa nên một lần nữa

) g / g m

( q , ụ h p p ấ h g n ợ ư l g n u D

14 12 Thời gian (giờ)

khẳng định mô hình giả bậc 2 không phù hợp để giải thích động học hấp phụ của Pb2+ lên trầm tích cửa sông Soài Rạp.

Các chữ cái khác nhau thể hiện sai khác có ý nghĩa thống kê

Hình 3.40 Biểu diễn dung lượng hấp phụ Pb2+ (mg/g) thời gian (giờ)

2,5

1,5

0,5

Thời gian t (giờ)

-0,5

) q - e q ( n l

-1,5

-2,5

-3,5

0,035

0,034

0,033

g m / g , q / 1

0,032

0,031

Hình 3.41 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 1 của Pb2+ lên trầm tích

0,030

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1/t, 1/giờ

Bảng 3.13 Thông số động học hấp phụ Pb2+ trên trầm tích

Hình 3.42 Biểu diễn mô hình động học hấp phụ giả bậc 2 của Pb2+ lên trầm tích

Loại mô hình

Thông số

Phương trình

R2

y=-0,2518x+1,1212

k1=0,25 mg/g.h;

Giả bậc 1

0,86

qe=3,1 mg/g

y = 0,0046x + 0,0304

k2=0,2 (g/mg.h);

Giả bậc 2

0,98

qe=33 mg/g

Biện luận kết quả cũng tương tự có trong nghiên cứu của A, Hegedűsová và cộng sự [169]. Giải thích như trường hợp hấp phụ Cu2+; tỷ lệ chiếm chổ các vị trí

hấp phụ tỷ lệ thuận với số lượng bình phương của các vị trí không chiếm dụng và

mô hình giả bậc hai lại dựa trên cơ chế bậc 2 [173].

Khảo sát cân bằng và động học quá trình hấp phụ Cu2+ và Pb2+ trong nghiên

cứu đã làm rõ cơ chế quá trình hấp phụ của trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp. Việc hấp phụ và sau đó là quá trình giải phóng Cu2+ và Pb2+ sẽ ảnh hưởng đến hoạt động

nuôi hàu Crassostrea gigas vùng cửa sông. Các tác động cần phải được nghiên cứu,

nghiên cứu độc tính trầm tích được thêm chuẩn, qua đó có thể dự báo mức độ tích

lũy Cu, Pb trong trầm tích ảnh hưởng đến hàu Crassostrea gigas, cụ thể là quá trình

thụ tinh và phát triển phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas là cần thiết.

3.4 Xác định độc tính của trầm tích cửa sông Soài Rạp được thêm chuẩn

(Cu2+, Pb2+) đến phôi, ấu trùng hàu Crassostrea gigas

3.4.1 Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+ và dung dịch rửa

giải cho thử nghiệm độc tính Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và dung dịch rửa giải cho 3.4.1.1

thử nghiệm độc tính

Các mẫu trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ đã được trình bày trong mục

3.3.2.1 và 3.3.3.1 được sử dụng để điều chế dung dịch rửa giải cho thử nghiệm độc

tính. Qui trình chuẩn bị dung dịch rửa giải được thực hiện theo mô tả trong mục

2.6.1. Mẫu trầm tích được thêm chuẩn được lựa chọn là khoảng nồng độ ban đầu C0 của Cu2+ dao động trong khoảng (2 – 66,7 mg/L), Cu2+ kết hợp với trầm tích dao

800

m ầ r t

600

) g k / g m ( q

u ẫ m g n o r t

400

200

u C g n ợ ư l

m à H

n ẩ u h c m ê h t c ợ ư đ h c í t

2,0

3,3

6,7

10,0

20,0

40,0

66,7

Nồng độ Cu2+được bổ sung, (mg/L)

Hình 3.43 Biểu diễn dung lượng hấp phụ của trầm tích theo nồng độ đầu của Cu2+

động (20 – 665 mg/kg), (Hình 3.43 và Hình 3.44)

0,50

0,40

0,30

) L / g m

(

0,20

0,10

, i ả i g a ử r h c ị d g n u d g n o r t u C g n ợ ư l

m à H

0,00

200

400

666

Hàm lượng Cu trong trầm tích được thêm chuẩn, (mg/kg)

Hình 3.44 Biểu diễn nồng độ Cu2+ trong dung dịch rửa giải

100

Theo David Strom và cộng sự khi chuẩn bị mẫu trầm tích kết hợp Cu2+ sử

dụng trong thử nghiệm sinh học động vật không xương sống cũng có dãy hàm lượng 0 đến 2000 mg/kg [125]. Điều này cho thấy mẫu độc chất Cu2+ kết hợp với

trầm tích tại vùng cửa sông Soài Rạp bảo đảm cho thử nghiệm khảo sát độc tính Cu

lên phôi, ấu trùng hàu.

Kết quả thu được dung dịch rửa giải từ quá trình giải hấp phụ có nồng độ Cu2+ dao động 0 – 0,443 mg/L (Hình 3.44), phù hợp khoảng nồng độ nghiên cứu thử nghiệm độc chất của Cu2+ lên phôi ấu trùng hàu Thái Bình Dương theo các

nghiên cứu trước đó [113,174,65].

3.4.1.2 Chuẩn bị mẫu trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ và dung dịch rửa giải cho

thử nghiệm độc tính

Mẫu trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ và dung dịch rửa giải chuẩn bị cho thử

nghiệm dựa vào kết quả thí nghiệm đã được trình bày trong mục 3.3.3. Qui trình

điều chế mẫu trầm tích kết hợp được lựa chọn là khoảng nồng độ C0 dao động trong

khoảng (27 – 3333 mg/L), Pb kết hợp với trầm tích dao động (270 – 32645 mg/kg),

(Hình 3.45& Hình 3.46). Dãy nồng độ dung dịch rửa giải từ quá trình giải hấp phụ trầm tích kết hợp Pb2+ có khoảng nồng độ 0,03-34 mg/L, phù hợp với khoảng nồng

101

độ các nghiên cứu của His và cộng sự cho thử nghiệm độc tính [174] và với nghiên

cứu của Xie và cộng sự là 0,02 đến 12,5 mg/L [156]. Điều này cho thấy kết quả

chuẩn bị mẫu trầm tích kết hợp với Pb tại vùng cửa sông Soài Rạp bảo đảm khoảng

khảo sát cho thử nghiệm khảo sát độc tính lên phôi ấu trùng hàu bằng dung dịch

35000

h c í t

30000

25000

20000

15000

10000

m ầ r t u ẫ m g n o r t b P g n ợ ư l

) g k / g m ( q , n ẩ u h c m ê h t c ợ ư đ

5000

m à H

133

267

533

1067

2133

3333

Nồng độ Pb2+ được bổ sung, (mg/L)

Hình 3.45 Biểu diễn dung lượng hấp phụ của trầm tích theo nồng độ đầu của Pb2+

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

) L / g m

(

i ả i g a ử r h c ị d g n u d g n o r t b P g n ợ ư l

m à H

270

1333

2666

5331

10661

21305

32645

Hàm lượng Pb trong trầm tích được thêm chuẩn, mg/kg

Hình 3.46 Biểu diễn nồng độ Pb trong dung dịch rửa giải

dung dịch rửa giải.

102

3.4.2 Thử nghiệm độc tính dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+

lên của phôi, ấu trùng hàu

Kết quả thử nghiệm khi cho tinh trùng tiếp xúc dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ (Hình 3.47), cho thấy tỉ lệ trứng không thụ tinh tăng từ 29 đến 64% khi hàm lượng Cu2+ dung dịch rửa giải từ 0,006 đến 0,106 mg/L. Tăng

có ý nghĩa ở các nồng độ như 0,006; 0,038 mg/L và tỉ lệ không thụ tinh lần lượt là

32 và 55 %. Tỉ lệ không thụ tinh mẫu kiểm soát dao động 10 – 14 %, phù hợp với

yêu cầu trong thử nghiệm độc tính [113], kết quả tính toán EC50 là 0,025 mg/L

(Bảng 3.15), cao hơn nghiên cứu của Mai và cộng sự, (EC50 là 0,020 mg/L) [65],

điều này có thể do dung dịch nước rửa giải từ trầm tích có thể chứa một lượng chất hữu cơ hòa tan làm giảm độc tính của Cu2+, lý giải tương tự có trong các nghiên cứu

h n i t ụ h t

g n ô h k g n ứ r t ệ l ỉ

0,01

0,02

0,04

0,06

0,11

Hàm lượng Cu trong dung dịch rửa giải (mg/L)

Hình 3.47 Tỉ lệ % không thụ tinh khi cho tinh trùng phơi nhiễm Cu của dung dịch rửa giải

trước đó [175,125].

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

trong dung dịch rửa giải, sự khác biệt có ý nghĩa thống kê, tỉ lệ trứng không thụ

Đối với thử nghiệm trứng tiếp xúc dung dịch rửa giải của trầm tích kết hợp Cu2+ (Hình 3.48, Bảng 3.14), cho thấy tỉ lệ trứng không thụ tinh tăng theo nồng độ Cu2+

tinh dao động 21 -57 % và EC50 được tính toán 0,063 mg/L, so với ước tính theo

nghiên cứu của Mai Hương và cộng sự cho EC50 là 0,057 mg/L dao động từ 0,037 –

0,088 mg/L [65] là phù hợp. Khi trứng và tinh trùng cùng tiếp xúc với dung dịch

103

rửa giải trầm tích kết hợp Cu2+ (Hình 3.49, Bảng 3.14), cho tỉ lệ trứng không thụ

c,d

b,c

, h n i t ụ h t g n ô h k ệ l ỉ

0,01

0,02

0,04

0,06

0,11

Hàm lượng Cu trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.48 Tỉ lệ % không thụ tinh khi cho trứng phơi nhiễm Cu trong dung dịch rửa giải

tinh dao động 30-73 %, EC50 là 0,034 mg/L.

h n i t ụ h t

g n ô h k ệ l ỉ

0,01

0,02

0,04

0,06

0,11

Hàm lượng Cu2+ trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.49 Tỉ lệ % không thụ tinh khi cho trứng và tinh trùng cùng phơi nhiễm Cu trong

dung dịch rửa giải

(Các chữ cái khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

104

Đối với thử nghiệm sự phát triển của ấu trùng (Hình 3.50), khi cho ấu trùng hàu tiếp xúc dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, tỉ lệ ấu trùng không

phát triển dao động 21-93 % và trong khoảng nồng độ 0,013 – 0,038 mg/L, sự khác

biệt trong tỉ lệ ấu trùng không phát triển có ý nghĩa thống kê và EC50 là 0,015 mg/L

(Bảng 3.14).

Kết quả là tương đồng với nghiên cứu của Mai và cộng sự là 0,012 mg/L

(0,011– 0,014 mg/L) [65]. Kết quả nghiên cứu là cao hơn so với nghiên cứu của

Martin và cộng sự cho kết quả EC50 = 0,005 mg/L, có thể có một số điều kiện vật

lý, hóa học khác nhau khi tiến hành, đặc biệt một số chất hữu cơ hòa tan trong dung

dịch lắng, theo Steven J. Brooks trong phôi hàu việc vận chuyển Cu vào các tế bào

sẽ diễn ra trên toàn bộ màng ngoài, mà liên kết của Cu với ấu trùng hàu yếu hơn so

120

c,d

100

a,b

n ể i r t t á h p g n ô h k g n ù r t u ấ ệ l ỉ

0,01

0,04

0,02

0,06

0,11 Hàm lượng Cu2+ trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.50 Tỉ lệ % không phát triển của ấu trùng hàu khi phơi nhiễm Cu dung dịch rửa giải (Các chữ a,b,c,d khác nhau cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

với chất hữu cơ hòa tan, làm giảm độc tính Cu [176].

Với các kết quả như đã trình bày, cho thấy Cu có thể tạo ra các hiệu ứng có

hại cho giao tử C. gigas [65]. Quá trình phát triển của ấu trùng là rất nhạy cảm với độc tính dung dịch rửa giải trầm tích kết hợp Cu2+ (Hình 3.51), kế đến là tinh trùng

và cuối cùng là trứng, kết luận này cũng tương đồng với nghiên cứu của Mai và

cộng sự, được diễn giải do lớp vỏ của trứng có thể hoạt động như một hàng rào bảo

vệ chống lại kim loại hoặc các chất gây ô nhiễm khác [65].

Bảng 3.14 Kết quả tính toán EC50 (mg/L) của độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn Cu2+

105

Khoảng dao

Thử nghiệm

Dạng tính toán

EC50

động

Tinh trùng tiếp

0,025

0,020 – 0,029

Theo hàm lượng dd rửa giải (mg/L)

xúc

Theo hàm lượng trầm tích (mg/kg)

60 - 86

Trứng tiếp xúc

0,063

0,054 – 0,075

Theo hàm lượng dd rửa giải (mg/L)

Theo hàm lượng trầm tích (mg/kg)

222

177 - 269

Trứng và tinh

0,037

0,034 – 0,041

Theo hàm lượng dd rửa giải (mg/L)

trùng cùng tiếp

Theo hàm lượng trầm tích (mg/kg)

118

111 - 132

xúc

Phát triển

0,014

0,013 – 0,015

Theo hàm lượng dd rửa giải (mg/L)

(Chữ D)

Theo hàm lượng trầm tích (mg/kg)

41 - 47

300

Theo hàm lượng trầm tích kết hợp

0,09

250

Theo hàm lượng dd rửa giải

200

0,07

m ê h t c ợ ư đ h c í t

g k / g m

150

L / g m

0,05

m ầ r t g n o r t

100

+ 2 u C n ẩ u h c

0,03

, i ả i g a ử r h c ị d g n u d g n o r t u C g n ợ ư l

u C g n ợ ư l

m à H

0,01

Trứng tiếp xúc Cả hai cùng

Phát triển

Tinh trùng tiếp xúc

tiếp xúc

Hình 3.51 Biểu diễn giá trị EC50 của Cu trong dung dịch rửa giải lên thụ tinh và phát triển

hàu

106

3.4.3 Thử nghiệm độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn

Pb2+ lên phôi, ấu trùng hàu

Kết quả thử nghiệm độc chất dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ (Hình 3.52, Bảng 3.16), cho thấy trong khoảng nồng độ Pb2+ trong dung dịch

rửa giải 0,03 – 34,00 mg/L, khi cho tinh trùng tiếp xúc dung dịch rửa giải, cho thấy

tỉ lệ phôi không thụ tinh trung bình dao động từ 33 – 63 %, tỉ lệ tăng có ý nghĩa

trong khoảng nồng độ 2,8 đến 34,0 mg/L sau 2 giờ và EC50 là 4,7 mg/L (hoặc 12079

mg/kg).

Kết quả thử nghiệm (Hình 3.53 & Bảng 3.16), khi cho trứng tiếp xúc ở các

hàm lượng khác trong dung dịch rửa giải cho tỉ lệ phôi không thụ tinh dao động

trung bình trong khoảng 24-53%, EC50 được tính toán là 10,9 mg/L (hay 18822

a,b

% h n i t ụ h t g n ô h k ệ l ỉ

0,03

0,20

0,45

0,72

2,80

17,23

34,00

Hàm lượng Pb trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.52 Tỉ lệ % không thụ tinh khi tinh trùng phơi nhiễm Pb của dung dịch rửa giải

mg/kg).

(Các chữ cái a,b,c,d cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

% h n i t ụ h t g n ô h k ệ l ỉ

0,03

0,20

0,45

0,72

2,80

17,23

34,00

Hàm lượng Pb2+ trong dung dịch rửa giải, mg/L

107

Hình 3.53 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng phơi nhiễm Pb của dung dịch rửa giải

c,d

b,c

% h n i t ụ h t

a,b

g n ô h k ệ l ỉ

0,03

0,20

17,23

0,45

2,80

34,00

0,72 Hàm lượng Pb trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.54 Tỉ lệ % không thụ tinh khi trứng và tinh trùng cùng phơi nhiễm Pb của dung

dịch rửa giải

Các chữ cái a,b,c,d,e cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0,05)

(Các chữ cái a,b,c,d cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Khi cho cả trứng và tinh trùng cùng tiếp xúc với Pb ở nhiều hàm hượng khác nhau của dung dịch rửa giải trầm tích kết hợp Pb2+ sau 2 giờ ) (Hình 3.54, Bảng

3.15), cho tỉ lệ dao động trong khoảng 13-59%, EC50 được tính toán là 5,5 mg/L

(12350 mg/kg).

100

a,b

, n ể i r t t á h p g n ô h k g n ù r t u ấ ệ l ỉ

0,03

0,20

17,23

2,80

0,45

34,00

0,72 Hàm lượng Pb2+ trong dung dịch rửa giải, mg/L

Hình 3.55 Tỉ lệ % không phát triển của ấu trùng hàu khi phơi nhiễm Pb trong dung dịch

rửa giải

108

25000

L / g m

Theo hàm lượng Pb2+ kết hợp trầm tích

20000

Theo dd rửa giải

m ê h t c ợ ư đ h c í t

g k / g m

15000

m ầ r t g n o r t

n ẩ u h c

10000

, i ả i g a ử r h c ị d g n u d b P g n ợ ư l

b P g n ợ ư l

m à H

5000

Trứng tiếp xúc Cả hai cùng tiếp

Phát triển

Tinh trùng tiếp xúc

xúc

Hình 3.56 Biểu đồ biểu diễn giá trị EC50 của trầm tích được thêm chuẩn Pb2+ lên phôi, ấu

trùng hàu

(Các chữ cái a,b,c cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê)

Bảng 3.15 Kết quả tính toán EC50 (mg/L) của độc tính dung dịch rửa giải của trầm tích được thêm chuẩn Pb2+

109

Khoảng dao

Dạng tiếp xúc

Cách tính

EC50

động

Tinh trùng tiếp xúc Theo dung dịch rửa giải mg/L

4,7

2,9 – 7,9

Theo hàm lượng trầm tích mg/kg

12079

8489 - 17267

Trứng tiếp xúc

Theo dung dịch rửa giải mg/L

10,9

8,7 – 13,2

Theo hàm lượng trầm tích mg/kg

18782

16094 - 21689

Trứng và tinh trùng

Theo dung dịch rửa giải mg/L

5,5

5,0 – 7,4

cùng tiếp xúc

Theo hàm lượng trầm tích mg/kg

12350

11808 - 15708

Phát triển

Theo dung dịch rửa giải mg/L

2,9

1,6 – 3,6

(Chữ D)

Theo hàm lượng trầm tích mg/kg

8247

6333 - 9900

Quá trình thử nghiệm cho thấy hình dạng phôi phát triển sau 24 giờ hình

thành nhiều biến dị, nhiều ấu trùng tử vong và phân hủy. Hàm lượng Pb trong nước

rửa giải ở mức thấp nhất 0,03 mg/L có tỉ lệ ấu trùng bất thường là 8%, ước tính

EC50 là 2,9 mg/L (dao động 1,6 -3,6) (Hình 3.55, Bảng 3.15), cao hơn nghiên cứu

của Xie là 0,660 mg/L (dao động 0,453- 1,062), điều này giải thích có thể có một

số chất có trong dung dịch rửa giải làm giảm độc tính Pb như chất hữu cơ hay cặn

lơ lửng [175,125,44], diễn giải này cũng có trong nghiên cứu của Edward, Pb và Cu

có khả năng tạo phức đáng kể với axit humic trong môi trường biển [50]. Tương tự

khi so với nghiên cứu của Calabrese và cộng sự về độc tính Pb lên phôi ấu trùng

hàu (Crassostrea virginica) cho kết quả LC50 là 2,45 mg/L (dao động 2,2 – 3,6

mg/L) là tương đồng với kết quả nghiên cứu [54]. Kết quả EC50 trong nghiên cứu

cao hơn so với nghiên cứu của Martin và cộng sự (EC50 = 0,758 mg/L), điều này có

thể lý giải do thời gian khảo sát trong nghiên cứu là khác nhau (24 giờ so với 48

giờ), hơn nữa, một số yếu tố vật lý hoặc hóa học đã có thể ảnh hưởng đến độc tính

của Pb, chẳng hạn như chênh lệch nhiệt độ, giảm nồng độ kim loại do sự hấp phụ

đến bề mặt vật chất, tạo phức với các thành phần hữu cơ trong dung dịch rửa giải

[177].

Hình 3.56 cho thấy giá trị EC50 trong trường hợp tinh trùng, trứng và tinh

trùng cùng tiếp xúc rất gần nhau, điều đó cho thấy sự nhiễm độc của tinh trùng có

110

thể có ảnh hưởng đến dạng cả 2 cùng tiếp xúc, trong khi thử nghiệm phát triển có

thể do nhiễm độc của ấu trùng [64].

Độc tính của Cu cao hơn rất nhiều so với Pb ở từng thí nghiệm độc tính phôi và

tỉ lệ bất thường của ấu trùng, Bảng 3.14 và Bảng 3.15, Hình 3.57 và Hình 3.58, kết

0,06

EC50 của Pb

EC50 của Cu

0,04

L / g m

, i ả i g a ử r h c ị d g n u d a ủ c

0,02

u C g n ợ ư l

b P g n ợ ư l

m à H

0,00

Phát triển

Tinh trùng tiếp xúc

Trứng tiếp xúc

Cả hai cùng tiếp xúc

Hình 3.57 So sánh độc tính dung dịch rửa giải trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+

21000

250

EC50 của Pb

EC50 của Cu

18000

200

15000

m ê h t c ợ ư đ h c í t

150

12000

g k / g m

9000

100

n ẩ u h c

6000

m ầ r t g n o r t b P g n ợ ư l

m ầ r t g n o r t u C g n ợ ư l

3000

m à H

Phát triển

Tinh trùng tiếp xúc

Trứng tiếp xúc

Cả hai cùng tiếp xúc

Hình 3.58 So sánh độc tính trầm tích được thêm chuẩn Cu2+ và Pb2+

quả nghiên cứu phù hợp với các nghiên cứu trước [174,156].

111

Qua 3 kết quả thử nghiệm khảo sát khả năng thụ tinh cho thấy các kết quả EC50

trong thử nghiệm trong nghiên cứu đều cao hơn so với thực nghiệm độc tính Cu và Pb trong môi trường nước biển cũng đã được lý giải theo Strom [175,125] và dựa

vào EC50 cũng cho thấy độc tính Cu và Pb lên ấu trùng < tinh trùng < trứng, được lý

giải do tinh trùng nhạy cảm hơn trứng được diễn giải theo Fitzpatrick và cộng sự là

do việc tinh trùng tiếp xúc với kim loại có thể ảnh hưởng đến hoạt động ty thể, làm

giảm tốc độ bơi của tinh trùng, tốc độ bơi của tinh trùng và tỷ lệ thụ tinh của tinh

trùng khi tiếp xúc với kim loại là nhạy cảm hơn trứng [64]. Tuy nhiên, ngay sau khi

thụ tinh, trứng bắt đầu hoạt động trao đổi chất, thể hiện qua những thay đổi đáng kể

trong thẩm thấu ion qua màng tế bào, việc phát triển phôi là hoạt động trao đổi chất

và những thay đổi nhỏ trong hoạt động của enzyme có thể làm giảm sự sống ấu

trùng [64], do đó EC50 của sự phát triển ấu trùng hàu sau 24 giờ là rất thấp. Hơn

nữa, theo Mai và cộng sự, thì mức độ tổn thương DNA tăng và tỷ lệ thuận với phần

trăm của ấu trùng D bất thường [178,156].

Kết quả các phân tích các mẫu trầm tích đã cho thấy ô nhiễm của Pb trong

trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp và Thị Vải là chưa vượt chuẩn theo QCVN 43-

2017 nhưng diễn biến theo xu hướng đáng quan ngại. Hàm lượng Pb trong trầm tích

cửa sông Soài Rạp lớn hơn nhưng đánh giá theo chỉ số EF thì Pb trong trầm tích gây

ảnh hưởng lớn hơn, bên cạnh đó đánh giá theo chỉ số Igeo xem như tương tự với

đánh giá theo quy chuẩn. Dưới tác động của độ mặn thì quá trình giải phóng Pb

trong trầm tích đã không ảnh hưởng đến phôi, ấu trùng hàu, trong khi quá trình giải

phóng Cu trong trầm tích có ảnh hưởng đến tinh trùng và sự phát triển ấu trùng hàu

Thái Bình Dương dựa theo các kết quả nghiên cứu tham khảo. Cơ chế quá trình hấp phụ dựa trên các nghiên cứu cân bắng và động học hấp phụ Cu2+ và Pb2+ lên trầm tích vùng cửa sông Soài Rạp là hấp phụ đơn lớp cho Cu2+ và hấp phụ hóa học cho Pb2+. Kết quả thử nghiệm khảo sát khả năng thụ tinh dựa vào EC50 cho thấy độc tính

Cu và Pb lên ấu trùng < tinh trùng < trứng và độc tính của Cu cao hơn rất nhiều so

với Pb ở từng thí nghiệm độc tính phôi, ấu trùng. Kết quả toàn bộ quá trình nghiên cứu đã hình thành một tổng thể đầy đủ về xu hướng Hàm lượng Cu2+ và Pb2+ trong

trầm tích mặt ở các vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai, các mối liên hệ giữa Hàm lượng Cu2+ và Pb2+ trong trầm tích với các biến đổi pH, độ mặn môi trường, khả

112

năng tích lũy Cu2+ và Pb2+ trong trầm tích và tác động gây độc tiềm tàng lên phôi,

ấu trùng hàu Crassostrea gigas.

113

KẾT LUẬN – KIẾN NGHỊ

Kết luận

Kết quả nghiên cứu cho thấy:

 Khảo sát cho thấy hàm lượng kim loại Cu, Pb ở vùng cửa sông Soài Rạp trong

đợt thu mẫu tháng 2/2017, đợt thu mẫu tháng 3/2017 tại vùng cửa sông Thị

Vải, theo quy chuẩn Việt Nam thì không vượt ngưỡng theo QCVN

43:2012/BTNMT; theo chỉ số làm giàu EF thì ô nhiễm Cu có nguồn gốc tự

nhiên, trong khi đó ô nhiễm Pb gây bởi các nguồn phát thải là do nhân tạo;

theo chỉ số địa hóa chỉ số Igeo phản ánh tình trạng không ô nhiễm đối với Cu,

nhưng ô nhiễm nhẹ đến ô nhiễm trung bình đối với Pb.

 Khảo sát ảnh hưởng của việc thay đổi pH, độ mặn môi trường lên quá trình

giải phóng Cu và Pb trong trầm tích tại 3 địa điểm vùng cửa sông Soài Rạp

trong đợt thu mẫu tháng 4/2017 đã cho thấy quá trình giải phóng Cu ra khỏi

trầm tích khi pH thay đổi (2-12) có ảnh hưởng đến phôi, ấu trùng hàu Thái

Bình Dương, trong khi, Pb giải phóng không ảnh hưởng đến phôi, ấu trùng

hàu Thái Bình Dương; Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy khi độ mặn tăng (0-

35‰) thì quá trình giải phóng Cu tăng đã ảnh hưởng đến phôi, ấu trùng của

hàu Thái Bình Dương, chỉ riêng trứng thì không bị ảnh hưởng, trong khi,

lượng Pb giải phóng không ảnh hưởng đến phôi, ấu trùng hàu.

 Quá trình hấp phụ Cu2+ lên trầm tích cửa sông Soài Rạp đạt cân bằng 12 giờ với dung lượng hấp phụ tối đa 0,86 mg/g và tương tự với Pb2+ là 10 giờ với

dung lượng hấp phụ tối đa là 35,2 mg/g với tỉ lệ lỏng /rắn là 10:1. Mô hình

Langmuir và Freundlich sử dụng diễn giải dữ liệu cho quá trình rửa giải trầm

tích là phù hợp.

– Kết quả thử nghiệm độc cho thấy trứng là ít nhạy cảm hơn so với tinh trùng

khi tiếp xúc với dung dịch lắng trầm tích được thêm chuẩn Cu2+, Pb2+.

Kiến nghị

– Các yếu tố môi trường khác như thế ô xy hóa khử, hàm lượng hữu cơ hòa tan

có thể ảnh hưởng đến quá trình giải phóng Cu, Pb trong trầm tích nhưng chưa

khảo sát.

114

– Thử nghiệm độc tính kết hợp chỉ thực hiện với Cu, Pb kết hợp với trầm tích

riêng rẽ nên có thể chưa thấy rõ độc tính tích hợp khi sử dụng cùng lúc 2 hoặc

3 nguyên tố nên cần có nghiên cứu thêm.

– Thử nghiệm độc tính chi trên phôi ấu trùng hàu, nên cần có những nghiên cứu

bổ sung như trên một số loài khác. Cần nghiên cứu thêm độc tính tích lũy để

có thể dự báo độc tính lan truyền qua chuổi thực phẩm.

115

1. Nguyễn Văn Phương, Mai Hương, Nguyễn Thị Huệ, 2018, Đánh giá ô nhiễm

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ

kim loại (Cu, Pb, Cr) và As trong trầm tích cửa sông Soài Rạp, hệ thống sông

2. Nguyễn Văn Phương, Võ Đình Long, 2018, Đánh giá hiện trạng ô nhiễm kim

Sài Gòn- Đồng Nai, Tạp chí Môi trường, Chuyên đề số I, 26-30.

loại nặng (Cu, Pb, Cr, Zn) trong trầm tích cửa sông Thị Vải, thuộc hệ thống

sông Sài Gòn - Đồng Nai, Tạp chí Khoa học và Công nghệ, Bộ NN & Phát triển

3. Nguyễn Văn Phương, Mai Hương, Nguyễn Thị Huệ, 2018. Đánh giá rủi ro ô

Nông thôn Số 21/2018, , 86 – 92.

nhiễm các dạng hóa học của kim loại (Zn, Cu, Cr, Pb) trong trầm tích cửa sông

4. Nguyễn Văn Phương, Mai Hương, Nguyễn Thị Huệ, Ảnh hưởng pH đến quá

Soài Rạp, sông Sài Gòn- Đồng Nai. Rừng và Môi trường, 91, pp.26-31

trình giải phóng kim loại nặng (Cu, Pb, Zn) trong trầm tích cửa sông Soài Rạp,

sông Sài Gòn- Đồng Nai. Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học - Tập 24, Số

5. Nguyễn Văn Phương, Mai Hương, Nguyễn Thị Huệ, 2019, Ảnh hưởng độ mặn

1/2019: 39-46.

lên quá trình giải phóng kim loại nặng (Cu, Pb, Zn) trong trầm tích cửa sông

Soài Rạp, sông Sài Gòn- Đồng Nai. Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học -

6. Nguyen , Van Phuong ; Mai, Huong ; Nguyen, Thi Hue ; Le, Hung Anh, 2018.

Tập 24, Số 1/2019: 114-119.

Preparation of Cu2+ and Pb2+ spiked sediment for sediment toxicity tests: a

case study from Soai Rap estuary in Sai Gon - Dong Nai river system. Journal

of Vietnamese Environment, 10(2):129-137

116

TÀI LIỆU THAM KHẢO

[1] A. Biati, F. Moattar, A. R. Karbassi, and A. H. Hassani, "Role of Saline

Water in Removal of Heavy Elements from Industrial Wastewaters,"

International Journal of Environmental Research, vol. 4, no. 1, pp. 177-182,

2010.

[2] H. T. T. Thủy, T. T. C. Loan, and N. N. H. Vy, "Nghiên cứu đỊa hóa môi

trường một số kim loại nặng trong trầm tích sông rạch Tp. Hồ Chí Minh," Tạp

chí phát triển KH&CN, vol. 10, no. 1, pp. 47-54, 2007.

[3] S. Costa-Böddeker, L. X. Thuyen, P. Hoelzmann, and H. D. Hoang,

"Ecological risk assessment of a coastal zone in Southern Vietnam: Spatial

distribution and content of heavy metals in water and surface sediments of the

Thi Vai Estuary and Can Gio Mangrove Forest," Marine Pollution Bulletin,

vol. 114, no. 2, pp. 1141-1151, 2016.

[4] R. M. Rosales, A. Faz, M. Gómez-Garrido, M. A. Muñoz, and F. J. Murcia,

"Geochemical speciation of chromium related to sediments properties in the

riverbed contaminated by tannery effluents," Journal of Soils and Sediments,

vol. 17, no. 5, pp. 1-12, 2012.

[5] H. T. T. Thuy, T. T. C. Loan, and N. Vy, "Anthropogenic Input of Selected

HeavMetals (Cu, Cr, Pb, Zn and Cd) in the Aquatic Sediments of Hochiminh

City, Vietnam," Water Air Soil Pollut, vol. 182, no. 1, p. 73–81, 2007.

[6] D. G. Barceloux, "Chromium," Clinical Toxicology, vol. 37, no. 2, pp. 173-

94, 1999.

[7] G. D. Laing, R. D. Vos, B. Vandecasteele, E. Lesage, and F. M. G. Tack,

"Effect of salinity on heavy metal mobility and availability in intertidal

sediments of the Scheldt estuary," Estuarine, Coastal and Shelf Science, vol.

77, pp. 589-602, 2008.

[8] H. Li, M. Li, A. Shi, and X. Zhangl, "Effect of pH, Temperature, Dissolved

Oxygen, and Flow Rate of Overlying Water on Heavy Metals Release from

Storm Sewer Sediments," Journal of Analytical Methods in Chemistry, vol.

117

2013, pp. 1-11, Oct. 2013.

[9] S. L. Simpson, B. M. Angel, and D. F. Jolley, "Metal equilibration in

laboratory-contaminated (spiked) sediments used for the development of

whole-sediment toxicity tests," Chemosphere, vol. 54, no. 5, p. 597–609,

2004.

[10] M. Emina, G. Michel, L. F. Stephane, and E. Z. Rawad, "Review of chemical

spills at sea and lesson learnt," in White Paper for Interspill Conference &

Exhibition, Marseille, 2009, p. 40.

[11] S. Hoppe, M. Sundbom, H. Borg, and M. Breitholtz, "Predictions of Cu

toxicity in three aquatic species using bioavailability tools in four Swedish

soft freshwaters," Environ. Sci. Eur, vol. 27, no. 25, pp. 1-10, 2015.

[12] Tuổi Trẻ. (2006) nld.com.vn. [Online]. https://nld.com.vn/thoi-su-trong-

nuoc/giai-quyet-su-co-hon-12000-lit-axit-tran-ra-duong-dao-dat-do-di-nhung-

van-con-lo-159307.htm

[13] Vĩnh Thủy. (2018) https://dantri.com.vn/. [Online]. https://dantri.com.vn/xa-

hoi/thuyen-cho-hang-chuc-tan-axit-chim-tren-song-dong-nai-

2018111820034627.htm

[14] H. M. Meena, "Acid Rain-The Major Cause of Pollution: Its Causes, Effects

and Solution," International Journal of Chemistry and Applications, vol. 6,

no. 2, pp. 95-102, 2014.

[15] N. V. Tho and B. T. Nga, "Sự ô nhiễm As, Cd trong trầm tích, đất và nước tại

vùng ven biển tỉnh Cà mau," Tạp chí Khoa học 2009, pp. 15-24, 2009.

[16] A. Geffard, O. Geffard, J. C. Amiard, E. His, and C. Amiard-Triquet,

"Bioaccumulation of Metals in Sediment Elutriates and Their Effects on

Growth, Condition Index, and Metallothionein Contents in Oyster Larvae,"

Archives of Environmental Contamination and Toxicology, vol. 53, no. 1, p.

57–65, 2007.

[17] X. Q. Lu, R. L. Bibby, R. B. Ford, and J. G. Webster-Brown, "Creating metal-

spiked bed sediments: A case study from Orewa estuary, New Zealand,"

Environmental Toxicology and Chemistry, vol. 27, no. 10, p. 2088–2096,

118

2008.

[18] S. L. Simpson and G. E. Batley, "Predicting Metal Toxicity in Sediments: A

Critique of Current Approaches," Integrated Environmental Assessment and

Management, vol. 3, no. 1, pp. 18-31, 2007.

[19] C. D. Poi, L. Evariste, A. Serpentini, and M. P. Halm-Lemeille, "Toxicity of

five antidepressant drugs on embryo–larval development and metamorphosis

success in the Pacific oyster, Crassostrea gigas," Environmental Science and

Pollution Research, vol. 21, no. 23, pp. 13302-13314, 2014.

[20] A. Geffard, H. Edouard, G. Olivier, and J.-C. Amiard, "Relationships between

metal bioaccumulation and metallothionein levels in larvae of Mytilus

galloprovincialis exposed to contaminated estuarine sediment elutriate,"

Marine Ecology Progress Series, vol. 233, p. 131–142, 2002.

[21] E. Ebah, I. Tersagh, and G. C. Okpokwasili, "Studies on Seasonal Variation

and Effect of Heavy Metal Pollution on Microbial Load of Marine Sediment,"

American Journal of Marine Science, vol. 4, no. 1, pp. 4-10, 2016.

[22] A. E. Duncan, N. d. Vries, and K. B. Nyarko, "Assessment of Heavy Metal

Pollution in the Sediments of the River Pra and Its Tributaries," Water, Air,

and Soil Pollution, vol. 229, no. 8, pp. 271-281, 2018.

[23] X. Liu, D. Li, and G. Song, "Assessment of heavy metal levels in surface

sediments of estuaries and adjacent coastal areas in China," Frontiers of Earth

Science, vol. 11, no. 1, p. 85–94, 2016.

[24] F. Xu, C. Yingchang, Z. Liu, and L. Qiu, "Assessment of heavy metal

contamination in urban river sediments in the Jiaozhou Bay catchment,

Qingdao, China," Catena, vol. 150, pp. 9-16, 2017.

[25] K. M. Mohiuddin, H. M. Zakir, K. Otomo, S. Sharmin, and N. Shikazono,

"Geochemical distribution of trace metal pollutants in water and sediments of

downstream of an urban river," Environmental Science & Technology, vol. 7,

no. 1, p. 17–28, 2010.

[26] K.-T. Kim, E. S. Kim, K. Ra, and J. K. Kim, "Distribution of Heavy Metals in

the Surface Sediments of the Han River and its Estuary, Korea," Journal of

119

Coastal Research, vol. 64, pp. 903-907, 2011.

[27] M. M. Ali, M. L. Ali, M. S. Islam, and M. Z. Rahman, "Preliminary

assessment of heavy metals in water and sediment of Karnaphuli River,

Bangladesh," Environmental Nanotechnology, Monitoring & Management,

vol. 5, pp. 27-35, May 2016.

[28] V. S. Sudhanandh, P. Udayakumar, P. P. Ouseph, S. Amaldev, and K. N.

Babu, "Dispersion and Accumulation Trend of Heavy Metals in Coastal and

Estuarine Sediments and its Textural Characteristics, a Case Study in India," J

Hum Ecol, vol. 36, no. 2, pp. 85-90, 2011.

[29] P. K. Saha and M. D. Hossain, "Assessment of Heavy Metal Contamination

and Sediment Quality in the Buriganga River, Bangladesh," in 2011 2nd

International Conference on Environmental Science and Technology, 2011,

pp. 384-388.

[30] N. T. L. Huong, M. Ohtsubo, L. Li, T. Higashi, and M. Kanayama, "Heavy

metal characterization and leachability of organic matter-rich river sediments

in Hanoi, Vietnam," nternational Journal of Soil, Sediment and Water, vol. 3,

no. 1, pp. 1-20, Jul. 2010.

[31] T. N. Đình, "Nghiên cứu biến động môi trường trầm tích trong holocen muộn

phục vụ quy hoạch phát triển bền vững khu vực cửa sông Đồng nai," Đại học

Quốc gia Hà Nội Luận án TS, 2015.

[32] S. Koukina and N. Lobus, "Chemical Bioavailability of Heavy Metals in

Sediments from a Typical Tropical Estuary (South Vietnam)," Archives of

Bioequivalence and Bioavailability, pp. 1-10, 2018.

[33] M. T. Anh, N. N. Vinh, D. H. L. Chi, and T. T. C. L. Tu, "Micropollutants in

the Sediment of the SaiGon–DongNai River: Situation and Ecological Risks,"

Environmental Analysis, vol. 57, no. 9, p. 537–541, 2003.

[34] H. T. L. Tra and E. Kazuhiko, "Heavy Metal Characterization of River

Sediment in Hanoi, Vietnam," Communications in Soil Science and Plant

Analysis, vol. 31, no. 17&18, pp. 2901-2916, 2000.

[35] N. T. Thuong, M. Yoneda, M. Yoneda, and Y. Matsui, "Assessment of trace

120

metal contamination and exchange between water and sediment systems in

the To Lich River in inner Hanoi, Vietnam," Environmental Earth Sciences,

vol. 73, p. 3925–3936, 2014.

[36] P. T. Dương and H. T. K. Trâm, "Nghiên cứu và đánh giá hàm lượng một số

kim loại nặng trong trầm tích đáy vùng cửa sông Mê kông," Tạp Chí Khoa

Học ĐHSP Tphcm, vol. 9, no. 75, pp. 119-129, 2015.

[37] P. T. T. Nga, A. Pulkownik, and R. T. Buckney, "Assessment of heavy metals

in sediments and aquatic organisms in West Lake (Ho Tay), Hanoi, Vietnam,"

Lakes & Reservoirs: Research and Management, vol. 12, pp. 285-294, 2007.

[38] T. T. A. Nguyễn and K. G. Nguyễn, "Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng của

trầm tích bãi triều cửa sông vùng Vịnh Tiên yên - Hà cối, Quảng ninh," Tạp

chí Địa chất, vol. 293, no. 3-4, pp. 1-10, 2006.

[39] T. T. H. Nguyen, et al., "Assessment of heavy metal pollution in Red River

surface sediments, Vietnam," Marine Pollution Bulletin, vol. 113, no. 2, p.

513–519, Aug. 2016.

[40] N. T. Tue, A. Amano, D. Q. Tran, and H. Hamaoka, "Historical Profiles of

Trace Element Concentrations in Mangrove Sediments from the Ba Lat

Estuary, Red River, Vietnam," Water Air Soil Pollut, vol. 223, p. 1315–1330,

2012.

[41] T. T. Bùi, T. H. H. Nguyễn, and Đ. N. Lê, "Nghiên cứu xác định hàm lượng

Cu, Pb, Cd trong loài hến (Corbicula sp.) và trầm tích sông Cầu đoạn chảy

qua tỉnh Bắc Giang và Bắc Ninh," Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Khoa học

Trái đất và Môi trường, vol. 34, no. 3, pp. 1-3, 2018.

[42] Wisconsin Department of Natural Resources, "Consensus- Based Sediment

Quality Guidenlines," Wisconsin Department of Natural Resources, 2003.

[43] D. S. McLusky and M. Elliott, The Estuarine Ecosystem: Ecology, Threats

and Management. New York: Oxford University Press, 2004.

[44] C. Zhang, et al., "Effects of sediment geochemical properties on heavy metal

bioavailability," Environment International, vol. 73, pp. 270-281, 2014.

121

[45] C. E. Martínez and M. B. Mcbride, "Dissolved and Labile Concentrations of

Cd, Cu, Pb, and Zn in Aged Ferrihydrite-Organic Matter Systems,"

Environmental Science & Technology, vol. 33, no. 5, pp. 745-750, 1999.

[46] D. A. John and J. S. Leventhal, "Bioavailability of metals, Ch. 2," in

Preliminary compilation of descriptive geoenvironmental mineral deposit

models. U.S. Department of the interior U.S. Geological survey, 1995, pp. 10-

19.

[47] Y. Wang, Y. Wei, P. Guo, J. Pan, and Q. Wu, "Distribution variation of heavy

metals in maricultural sediments and their enrichment, ecological risk and

possible source-A case study from Zhelin bay in Southern China," Marine

Pollution Bulletin, vol. 113, no. 1-2, pp. 240-246, 2016.

[48] C. Atkinson, S. L. Simpson, and D. F. Jolley, "Effect of overlying water pH,

dissolved oxygen, salinity and sediment disturbances on metal release and

sequestration from metal contaminated marine sediments," Chemosphere, vol.

69, no. 9, pp. 1428-1437, 2007.

[49] A. R. Karbass, i. Fakhraee, M. Heidari, A. R. Vaezi, and A. R. V. Samani,

"Dissolved and particulate trace metal geochemistry during mixing of

Karganrud River with Caspian Sea water," Arabian Journal of Geosciences,

vol. 8, no. 4, p. 2143–2151, 2015.

[50] M. M. Edward, "4 Lead," Fish Physiology, vol. 31, no. Part B, pp. 185-236,

2011.

[51] G. D. Laing, J. Rinklebe, B. Vandecasteele, E. Meers, and F. Tack, "Trace

metal behaviour in estuarine and riverine floodplain soils and sediments: A

review," Science Of The Total Environment, vol. 407, no. 13, p. 3972–3985,

2009.

[52] W. Zhuang, Y. Liu, Q. Chen, Q. Wang, and F. Zhou, "A new index for

assessing heavy metal contamination in sediments of the Beijing-Hangzhou

Grand Canal (Zaozhuang Segment): A case study," Ecological Indicators,

vol. 69, p. 252–260, 2016.

[53] T. M. P. Tran, "Bioaccumulation of heavy metals in Nha Trang bay, Khanh

122

hoa province Viet nam," Thesis: Doctor of Sciences, Discipline: Science of

Environment, University Of Nice Sophia Antipolis, University Of Nice

Sophia Antipolis, 2014.

[54] D. D. MacDonald, "Volume 1 - Development and Evaluation of Sediment

Quality Assessment Guidelines," in Approach to the Assessment of Sediment

Quality in Florida Coastal Waters. Florida Department of Environmental

Protection Office of Water Policy, 1994.

[55] S. R. Taylor, "Abundance of chemical elements in the continental crust: a new

table," Geochimica et Cosmochimica Acta, vol. 28, no. 8, pp. 1273-1285,

Aug. 1964.

[56] P. Chakraborty, S. Chakraborty, D. D. Ramteke, and N. N. Bejugam,

"Changes in metal contamination levels in estuarine sediments around India:

An assessment," Marine Pollution Bulletin, vol. 78, no. 1-2, pp. 15-25, 2014.

[57] K. K. Turekian and K. H. Wedepohl, "Distribution of the Elements in Some

Major Units of the Earth's Crust," Geological Society of America Bulletin,

vol. 72, pp. 175-192, 1961.

[58] L. Hakanson, "An ecological risk index for aquatic pollution control.a

sedimentological approach," Water Research, vol. 14, no. 8, pp. 975-1001,

1980.

[59] D. L. Tomlinson, C. R. Harris, J. Wilson, and D. W. Jeffrey, "Problems in

thAssessment of heavy-metal levels in estuaries and the formation of a

pollution index," Helgoländer Meeresuntersuchungen, vol. 33, no. 1, pp. 566-

575, Mar. 1980.

[60] P. Vineis, Q. Chan, and A. Khan, "Climate change impacts on water salinity

and health," Epidemiology and Global Health, vol. 1, no. 1, p. 5–10, 2011.

[61] L. Kiaune and N. Singhasemanon, "Pesticidal Copper (I) Oxide:

Environmental Fate and Aquatic Toxicity," Reviews of Environmental

Contamination and Toxicology, vol. 213, pp. 1-26, 2011.

[62] L. J. A. Gerringa, J. v. d. Meer, and G. Cauwet, "Complexation of copper and

nickel in the dissolved phase of marine sediment slurries," Mar Chem, vol.

123

36, no. 1-4, p. 51–70, 1991.

[63] G. Stefania, C. Stoica, G. G. Vasile, M. Nita-Lazar, and S. Elena, Metals

Toxic Effects in Aquatic Ecosystems: Modulators of Water Quality. DOI:

10.5772/65744, 2017.

[64] J. L. Fitzpatrick, S. Nadella, C. Bucking, S. Balshine, and C. M. Wood, "The

relative sensitivity of sperm, eggs and embryos to copper in the blue mussel

(Mytilus trossulus)," Comparative Biochemistry and Physiology, vol. Part C

147, p. 441–449, 2008.

[65] H. Mai, J. Brune, J. Cachot, and B. Morin, "Toxic effects of copper and

cadmium on fertilization potency of gametes of Pacific oyster (Crassostrea

gigas)," Journal of Xenobiotics 3, vol. 3, no. 1S, pp. 23-25, 2013.

[66] M. Hossain and M. G. Rakkibu, "Effects of copper on aquatic ecosystems - A

review," Khulna University Studies, vol. 1, no. 2, pp. 259-266, 1999.

[67] K. Wilde, J. L. Stauber, S. Markich, N. M. Franklin, and P. L. Brown, "The

effects of pH on the uptake and toxicity of copper and zinc in a tropical

freshwater alga (Chlorella sp)," Arch Environ Contam Toxicol, vol. 51, no. 2,

p. 174–185, 2006.

[68] Y. M. Nor, "Ecotoxicity of Copper to Aquatic Biota A Review ,"

Environmental Research, vol. 43, pp. 274-282, 1987.

[69] J. Wu and H. Kim, "Impacts of road salts on leaching behavior of lead

contaminated soil," Journal of Hazardous Materials, vol. 324, no. Part B, p.

291–297, 2017.

[70] R. P. Gambrell, W. H. Patrick, J. B. Wiesepape, and M. C. Duff, "The effects

of pH, redox, and salinity on metal release from a contaminated sediment,"

Water, Air, and Soil Pollution, vol. 57-581, no. 1, pp. 359-367, 1991.

[71] M. Jaishankar, T. Tseten, N. Anbalagan, B. B. Mathew, and K. N.

Beeregowda, "Toxicity, mechanism and health effects of some heavy metals,"

Interdiscip Toxicol., vol. 7, no. 2, pp. 60-72, 2014.

[72] H. Ning-jing, et al., "Anthropogenic Pb input into Bohai Bay, China:

124

Evidence from stable Pb isotopic compositions in sediments," Continental

Shelf Research, vol. 109, p. 188–197, 2015.

[73] S. C. H. Mary, D. Bhuvaneswari, and R. Anandan, "Biochemical and

histopathological studies on lead nitrate induced toxicity in fresh water fish

grass carp (Ctenopharyngodon Idella)," European Journal of Experimental

Biology, vol. 5, no. 11, pp. 24-30, 2015.

[74] U. Forstner and G. T. Wittmann, Metal Pollution in the Aquatic Environment.

NewYork: Springer - Verlag, 1983.

[75] I. Riba, E. García-Luque, J. Blasco, and T. A. DelValls, "Bioavailability of

heavy metals bound to estuarine sediments as a function of pH and salinity

values," Chemical Speciation and Bioavailability, vol. 15, no. 4, pp. 101-114,

2003.

[76] M. Wojtkowska, JanBogacki, and AnnaWiteska, "Assessment of the hazard

posed by metal forms in water and sediments," Science of the Total

Environment, vol. 551–552, p. 387–392, 2016.

[77] J. A. Acosta, K. Kalbitz, B. Jansen, A. Faz, and S. Martínez-Martínez,

"Salinity increases mobility of heavy metals in soils," Chemosphere, vol. 85,

no. 8, p. 1318–1324, 2011.

[78] X. Yang and Z.-L. Wang, "Distribution of Dissolved, Suspended, and

Sedimentary Heavy Metals along a Salinized River Continuum," Coastal

Research, vol. 33, no. 5, pp. 1189-1196, 2017.

[79] A. Paschke, P. Morgenstern, and R. Wennrich, "Comparison of 24 h and

longterm pHstat leaching tests for metal mobilization from solid matrices,"

Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, vol. 27, no. 4, p. 223–229, 1999.

[80] V. Cappuyns and R. Swennen, "The application of pHstat leaching tests to

assess the pH-dependent release of trace metals from soils, sediments and

waste materials," Water Air Soil Pollut, vol. 158, no. 1, p. 185–195, 2008.

[81] Y. Huang, D. Zhang, S. Y. Zhihua Xu, Y. Li, and L. Wang, "Effect of

overlying water pH, dissolved oxygen and temperature on heavy metal release

from river sediments under laboratory conditions," Archives of Environmental

125

Protection, vol. 43, no. 2, p. 28–36, 2017.

[82] CEN/TS 14429, "Characterization of waste – Leaching behaviour test –

Influence of pH on leaching with initial acid/base addition," 2005.

[83] M. C. Martin-Torre, B. Verbinnen, M. C. Payán, and A. Coz, "Metal Release

from Contaminated Estuarine Sediment Under pH Changes in the Marine

Environment," Archives of Environmental Contamination and Toxicology,

vol. 68, no. 3, p. 577–587, 2015.

[84] S. Zhao, C. Feng, D. Wang, Y. Liu, and Z. Shen, "Salinity increases the

mobility of Cd, Cu, Mn, and Pb in the sediments of Yangtze Estuary: Relative

role of sediments’ properties and metal speciation," Chemosphere, vol. 91, no.

7, p. 977–984, 2013.

[85] D. R. Kester, I. W. Duedall, D. N. Connors, and R. M. Pytkowicz,

"Preparation of artificial seawater," Limnology and Oceanography, vol. 12, p.

176–179, 1967.

[86] Y. Zhang, et al., "pH Effect on Heavy Metal Release from a Polluted

Sediment," Journal of Chemistry, vol. 1, pp. 1-7, 2018.

[87] H. H. Ho, et al., "Potential release of selected trace elements (As, Cd, Cu, Mn,

Pb and Zn) fromsediments in Cam River-mouth (Vietnam) under influence of

pH and oxidation," Science of the Total Environment, vol. 435–436, p. 487–

498, 2012.

[88] P. Theobaldjr, D. B. Hawkins, and H. W. Lakin, "The precipitation of

aluminum, iron and manganese at the junction of Deer Creek with the Snake

River in Summit County, Colorado," Geochimica et Cosmochimica Acta, vol.

27, no. 2, pp. 121-132, 1963.

[89] Z. Wang, et al., "Metal release from contaminated coastal sediments under

changing pH conditions: Implications for metal mobilization in acidified

oceans," Marine Pollution Bulletin, vol. 101, no. 2, pp. 707-715, Dec. 2015.

[90] J. Fu, X. Hu, X. Tao, H. Yu, and X. Zhang, "Risk and toxicity assessments of

heavy metals in sediments and fishes from the Yangtze River and Taihu Lake,

China," Chemosphere, vol. 93, no. 9, p. 1887–1895, 2013.

126

[91] S.Ramachandran, T.R.Patel, and M.H.Colbo, "Effect of Copper and Cadmium

on Three Malaysian Tropical Estuarine Invertebrate Larvae," Ecotoxicology

and Environmental Safety, vol. 36, no. 2, pp. 183-188, 1997.

[92] F. Galgani, G. Jean-louis, S. Jocelyn, and L. Thierry, "Assessment of the

environmental quality of French Continental Mediterranean lagoons with

oyster embryo bioassay," Archives of Environmental Contamination and

Toxicology, vol. 57, no. 3, pp. 540-551, Oct. 2009.

[93] US. EPA, "Methods for Assessing the Toxicity of Sediment-associated

Contaminants with Estuarine and Marine Amphipods," 1994.

[94] C. Losso, et al., "Evaluation of surficial sediment toxicity and sediment

physico-chemical characteristics of representative sites in the Lagoon of

Venice (Italy)," Journal of Marine Systems, vol. 51, no. 1-4, pp. 281-292,

2004.

[95] F. Quiniou, G. Damiens, M. Gnassia-Barelli, and A. Geffard, "Marine water

quality assessment using transplanted oyster larvae," Environment

International, vol. 31, no. 1, pp. 27-33, 2007.

[96] P. Chapman, et al., "An international comparison of sediment toxicity tests in

the North Sea," MARINE ECOLOGY PROGRESS SERIES, vol. 91, pp. 253-

264, 1992.

[97] OECD, est No. 233: Sediment-Water Chironomid Life-Cycle Toxicity Test

Using Spiked Water or Spiked Sediment, OECD Guidelines for the Testing of

Chemicals, Section 2. Paris: OECD, 2010.

[98] J. Thain, "Biological effects of contaminants: Oyster (Crassostrea gigas)

embryo bioassay," in , Copenhagen, Denmark., 1991, p. 12.

[99] J. Thain, "Use of the oyster Crassostrea gigas embryo bioassay on water and

sediment elutriate samples from the German Bight," Marine Ecology

Progress Series, vol. 91, pp. 211-213, 1992.

[100] C. M. Hutchins, P. R. Teasdale, S. Y. Lee, and S. L. Simpson, "Influence of

sediment metal spiking procedures on copper bioavailability and toxicity in

the estuarine bivalve indoaustriella lamprelli," Environmental Toxicology and

127

Chemistry, vol. 28, no. 9, pp. 1885-92, 2009.

[101] H. L. Phelps and K. A. Warner, "Estuarine sediment bioassay with oyster

pediveliger larvae (Crassostrea gigas)," Bull Environ Contam Toxicol., vol.

44, no. 2, pp. 197-204, 1990.

[102] R. Butler, P. V. D. Hurk, P. M. Chapman, and B. Roddie, "A comparison of

North American and West European oyster embryo-larval toxicity tests on

North Sea sediments," Marine Ecology Progress Series, vol. 91, no. 1-3, pp.

245-251, 1992.

[103] H. J. Haring, et al., "Comparison of Bulk Sediment and Sediment Elutriate

Toxicity Testing Methods," Archives of Environmental Contamination and

Toxicology, vol. 58, p. 676–683, 2010.

[104] S. Fathallan, "Toxicity of Chemically Spiked Sediment to the Carpet Shell

Clam Ruditapes decussatus Embryos and Larvae," Soil and Sediment

Contamination, vol. 23, p. 641–655, 2014.

[105] D. Leverett and J. Thain, "Oyster embryo-larval bioassay (revised)," ICES

Techniques in Marine Environmental Sciences, vol. 54, p. 34, 2013.

[106] Standing Committee of Analysts, "The direct toxicity assessment of aqueous

environmental samples using the oyster (Crassostrea gigas) embryo-larval

development test," in Methods for the Examination of Waters and Associated

Materials, in this series. Environment Agency, 2007.

[107] Y. Mamindy-Pajany, M. Roméo, G. Libralato, and C. Hurel,

"Ecotoxicological evaluation of Mediterranean dredged sediment ports based

on elutriates with oyster embryotoxicity tests after composting process,"

Water Research, vol. 44, no. 6, pp. 1986-1994, 2010.

[108] P. M. Chapman and J. D. Morgan, "Sediment Bioassays with Oyster Larvae,"

Bull. Environ. Contam. Toxicol, vol. 31, pp. 438-444, 1983.

[109] US EPA, "Methods for Collection, Storage and Manipulation of Sediments

for Chemical and Toxicological Analyses:Technical Manual," 2001.

[110] Environment Canada, Biological test method : test for survival, growth and

128

reproduction in sediment and water using the freshwater amphipod Hyalella

azteca, 3rd ed. Government of Canada, 2017.

[111] Environmental Canada, "Guidance document on statistical methods for

environmental Toxicity test ," 2007.

[112] Finney, D.J, Probit analvsis, Third edition. London: Cambridge University

Press, 1971.

[113] P. Gamain, J. Cachot, P. Gonzalez, and B. Morin, "Combined effects of

pollutants and salinity on embryo-larval development of the Pacific oyster,

Crassostrea gigas," Marine Environmental Research, vol. 113, pp. 31-38,

2016.

[114] Tổng cục môi trường, "Giới thiệu hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai," 2011.

[115] Cổng thông tin điện tử chính phủ. (2011, Nov.) http://tphcm.chinhphu.vn/.

[Online]. http://tphcm.chinhphu.vn/nguon-nuoc-va-thuy-van

[116] H. N. Nguyen, "The Environment In Ho Chi Minh City," in The Environment

in Asia Pacific Harbours. Springer Science & Business Media, 2006, pp. 261-

291.

[117] Trung tâm Quan trắc và Phân tích môi trường Tp HCM, "Hướng dẫn Chuẩn

bị Báo cáo Quan trắc môi trường," 2012.

[118] N. Oanh and N. Luân. (2011) https://vietnam.vnanet.vn. [Online].

https://vietnam.vnanet.vn/vietnamese/nghe-nuoi-hau-o-can-gio/25508.html

[119] Trúc Bình. (2019, Oct.) cungcau.vn. [Online]. https://cungcau.vn/hau-can-

gio-se-duoc-xuat-khau-d186668.html

[120] Bộ Khoa học và Công nghệ, "TCVN 6663-15 2004 Chất lượng nước. Lấy

mẫu. Phần 14: Hướng dẫn bảo quản và xử lý mẫu bùn và trầm tích," 2004.

[121] Ohio EPA, "Sediment Sampling Guide and Methodologies," Division of

Surface Water, 2001.

[122] D. Rosado, U. J, and M. J, "Application of a new integrated sediment quality

assessment method to Huelva estuary and its littoral of influence

(Southwestern Spain)," Marine Pollution Bulletin, vol. 98, no. 1-2, pp. 106-

129

114, 2015.

[123] S. M. Saeed and I. M. Shaker, "Assessment of heavy metals pollution in water

and sediments and their effect on oreochromis niloticus in the northern delta

lakes, EGYPT," in 8th International Symposium on Tilapia in Aquaculture

2008, 2008.

[124] Tổng cục Môi trường, "TCVN 6665 : 2011 Chất lượng nước - Xác định

nguyên tố chọn lọc bằng phổ phát xạ quang plasma cặp cảm ứng (ICP OES),"

2011.

[125] D. Strom, S. L. Simpson, G. E. Batley, and D. F. Jolley, "The influence of

sediment particle size and organic carbon on toxicity of copper to benthic

invertebrates in oxic/suboxic surface sediments," Environmental Toxicology

and Chemistry, vol. 30, no. 7, p. 1599–1610, 2011.

[126] V. N. L. Wong, E. D. Burton, S. G. Johnston, and R. T. Bush, "Seawater

causes rapid trace metal mobilisation in coastal lowland acid sulfate soils:

Implications of sea level rise for water quality," Geoderma, vol. 160, no. 2, p.

252–263, 2010.

[127] M. A. Benamer, "Chemical speciation and spatial distribution of heavy metals

and their adsorption onto sediments of the Berg River, Western Cape, South

Africa," University Of Cape Town Doctor of Philosophy, 2014.

[128] F. Jianxin, Z. Guoliang, and S. Jiaoxia, "Binary Component Sorption of

Cadmium, and Copper Ions onto Yangtze River Sediments with Different

Particle Sizes," Sustainability, vol. 9, no. 11, pp. 2089-2105, 2017.

[129] ASTM E1367, "Standar test method for measuring the toxic of sediment -

associated contaminats with estuarine and marine invertebrates," 2003.

[130] M. Huong, B. Morin, P. Pardon, P. Gonzalez, and H. Budzinski,

"Environmental concentrations of irgarol, diuron and S-metolachlor induce

deleterious effects on gametes and embryos of the Pacific oyster, Crassostrea

gigas," Marine Environmental Research, vol. 89, pp. 1-8, 2013.

[131] U. S. EPA, "Methods for Measuring the Toxicity and Bioaccumulation of

Sediment-associated Contaminants with Freshwater Invertebrates," 2000.

130

[132] V. Senapathi, T. Ramkumar, S. Y. Chung, and T. H. Kim, "Evaluation of

geochemical behavior and heavy metal distribution of sediments: The case

study of the Tirumalairajan river estuary, southeast coast of India,"

International Journal of Sediment Research, vol. 30, pp. 28-38, 2015.

[133] E. Burton, I. Phillips, and D. Hawker, "Reactive sulfide relationships with

trace metal extractability in sediments from southern Moreton Bay,

Australia," Baseline / Marine Pollution Bulletin, vol. 50, no. 5, pp. 589-595,

2005.

[134] M. Carrasco, J. Benavente, J. A. López-Ramírez, and F. Lopez-Aguayo,

"Assessment of urban and industrial contamination levels in the bay of Cádiz,

SW Spain," Marine Pollution Bulletin, vol. 46, no. 3, pp. 335-345, 2003.

[135] X. Li, Y. Wang, B. Li, C. Feng, and Y. Chen, "Distribution and speciation of

heavy metals in surface sediments from the Yangtze estuary and coastal

areas," Environmental Earth Sciences, vol. 69, no. 5, p. 1537–1547, 2013.

[136] Y. Shen, H. Bing, M. Jun, C. Yongshan, and X. Xiuping, "Surface sediment

quality relative to port activities: A contaminant-spectrum assessment,"

Science of the Total Environment, vol. 596–597, p. 342–350, 2017.

[137] W. Salomons, N. M. d. Rooij, H. Kerdijk, and J. Bril, "Sediments as a source

for contaminants?," Hydrobiologia, vol. 149, no. 1, pp. 13-30, 1987.

[138] S. E. Koukina, N. V. Lobus, V. I. Peresypkin, O. M. Dara, and A. V. Smurov,

"Abundance, distribution and bioavailability of major and trace elements in

surface sediments from the Cai River estuary and Nha Trang Bay (South

China sea, Vietnam)," Estuarine, Coastal and Shelf Science, vol. 198, no. Part

B, pp. 450-460, 2017.

[139] M. Zhang, C.-C. Jin, L.-H. Xu, and T. Ding, "Effect of temperature, salinity,

and pH on the adsorption of lead by sediment of a tidal river in east China," in

International Conference on Biomedical Engineering and Biotechnology,

2012, pp. 1389-1391.

[140] E. Strady, J. Némery, V. B. H. Dang, S. Guedron, and Q. T. Dinh, "Baseline

seasonal investigation of nutrients and trace metals in surface waters and

131

sediments along the Saigon River basin impacted by the megacity of Ho Chi

Minh (Vietnam)," Environmental Science and Pollution Research, vol. 24,

no. 4, pp. 3226-3243, 2017.

[141] C. Weiss, et al., "Soil organic carbon stocks in estuarine and marine

mangrove ecosystems are driven by nutrient colimitation of P and N," Ecol

Evol., vol. 6, no. 14, p. 5043–5056, 2016.

[142] H. H. Hieu, R. Swennen, and A. V. Damme, "Dstribution and contamination

status of heavy metals in estuarine sediments near Cua ong harbor, Ha long

bay, Vietnam," Geologica Belgica, vol. 13, no. 1-2, pp. 37-47, 2010.

[143] Viện kỹ thuật nhiệt đới và bảo vệ môi trường, "Nghiên cứu thiết kế mạng lưới

quan trắc môi trường tỉnh Bà Rịa - Vũng Tàu và xây dựng công cụ trên nền

bản đồ điện tử," 2005.

[144] H. X. Chuẩn, "Các tác động môi trường trong quá trình xây dựng và khai thác

cảng biển," Khoa học Công nghệ Hàng hải, vol. 17, no. 4, pp. 52-54, 2009.

[145] L. Buruaem, J. E. S. Sarkis, M. Hortellani, L. V. Costa-Lotufo, and D.

Abessa, "Contamination of port zone sediments by metals from Large Marine

Ecosystems of Brazil," Marine Pollution Bulletin, vol. 64, no. 3, p. 479–488,

2012.

[146] L. T. Vinh, "Kim loại nặng trong môi trường vịnh Vân Phong - Bến Gỏi,

Khánh Hòa," Tạp chí Khoa học và Công nghệ Biển, vol. 3, pp. 12-23, Dec.

2012.

[147] P. K. Phương, N. Đ. Tứ, and N. V. Thanh, "Hiện trạng kim loại nặng trong

trầm tích tại khu sinh quyển Cần giờ, Tp Hồ Chí Minh," Tạp chí Sinh học,

vol. 33, no. 3, pp. 81-86, 2012.

[148] H. Prcanovic, S. Beganovic, and M. Duraković, "Concentration of Lead,

Cadmium, and Iron in Sediment Dust and Total Suspended Particles Before

and After Initialisation of Integral Production in Iron and Steel Work Plant

Zenica," Archives of Industrial Hygiene and Toxicology, vol. 63, no. 2, pp.

181-8, 2012.

[149] J. Mwamburi, "Variations in trace elements in bottom sediments of major

132

rivers in Lake Victoria’s basin, Kenya," Lakes & Reservoirs: Research and

Management, vol. 8, no. 1, pp. 5-13, 2003.

[150] K. Prilop, et al., "Integrated water quality monitoring of the Thi Vai River: an

assessment of historical and current situation," in 4th VNU – HCM

International Conference for Environment and Natural Resources ICENR

2014, Ho Chi Minh City, 2014.

[151] I. Riba, T. A. N. Delvalls, J. S. M. Forja, and A. G. Mez-Parra, "The influence

of ph and salinity on the toxicity of heavy metals in sediment to the estuarine

clam ruditapes philippinarum," Environmental Toxicology and Chemistry,

vol. 23, no. 5, p. 1100–1107, 2004.

[152] A. Tessier, M. X. Bisson, and P. G. C. Campbell, "Sequential Extraction

Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals," Analytical

chemistry, vol. 51, no. 7, pp. 844-852, 1979.

[153] Q. Wu and J. Ren, "Study on Heavy Metal Adsorption in Coastal Sediment of

the Yellow River Estuary, China," Advanced Materials Research, vol. 201-

203, pp. 2540-2543, 2016.

[154] C. Begeal, "The Effect of Chloride Ion on Heavy Metal Partitioning and

Transport in an Urban Watershed: Patroon Creek, Albany, NY," University at

Albany, State University of New York Geology Theses and Dissertations. 9.,

2008.

[155] S. Noegrohati, "Sorption-Desorption Characteristics Of Heavy Metals And

Their Availability From The Sediment Of Segara Anakan Estuary," Indo. J.

Chem, vol. 5, no. 3, pp. 236-244, 2005.

[156] J. Xie, X. Sun, D. Yang, and R. Cao, "Combined toxicity of cadmium and

lead on early life stages of the Pacific oyster, Crassostrea gigas," ISJ -

Invertebrate Survival Journal, vol. 14, pp. 210-220, 2017.

[157] L. I. Portela, S. Ramos, and A. T. Teixeira, "Effect of salinity on the settling

velocity of fine sediments of a harbour basin," Coastal Research, vol. 65, no.

Special, pp. 1188-1193, 2013.

[158] A. V. Samani, M. Fakhraee, A. R. Karbassi, and Z. Valikhani, "Effect of

133

dissolved organic carbon and salinity on flocculation process of heavy metals

during mixing of the Navrud River water with Caspian Seawater,"

Desalination and Water Treatment, vol. 54, no. 4, pp. 1-9, 2014.

[159] A. R. Karbassi and M. Heidari, "An investigation on role of salinity, pH and

DO on heavy metals elimination throughout estuarial mixture," Global J.

Environ. Sci. Manage, vol. 1, no. 1, pp. 41-46, 2015.

[160] T. T. M. Phuong, "Bioaccumulation of heavy metals in Nha Trang bay,

Khanh hoa province Viet nam," Thesis: Doctor of Sciences, Discipline:

Science of Environment, University Of Nice Sophia Antipolis, University Of

Nice Sophia Antipolis, 2014.

[161] H. Guhathakurta and A. Kaviraj, "Effects of Salinity and Mangrove Detritus

on Desorption of Metals from Brackish Water Pond Sediment and

Bioaccumulation in Fish and Shrimp," Acta hydrochim. hydrobiol, vol. 32,

no. 6, p. 411−418, 2004.

[162] W. Baeyens, et al., "The biogeochemical behaviour of Cd, Cu, Pb and Zn in

the Scheldt estuary:results of the 1995 surveys," Hydrobiologia, vol. 366, pp.

45-62, 1998.

[163] I. Phillips, D. Lamb, D. W. Hawker, and E. D. Burton, "Effects of pH and

Salinity on Copper, Lead, and Zinc Sorption Rates in Sediments from

Moreton Bay, Australia," Bulletin of Environmental Contamination and

Toxicology, vol. 73, p. 1041–1048, 2004.

[164] G. D. N. Laing, F. M. G. Tack, M. G. Verloo, and F. Hendrickx, "Heavy

metal contents Cd, Cu, Zn in spiders (Pirata piraticus) living in intertidal

sediments of the river Scheldt estuary Belgium as affected by substrate

characteristics," The Science of the Total Environmen, vol. 289, pp. 71-81,

2002.

[165] H. C. H. Hahne and W. Kroontje, "Significance of pH and Chloride

Concentration on Behavior of Heavy Metal Pollutants: Mercury (I I),

Cadmium(ll), Zinc(ll), and Lead(ll)," J. Environ. Quality, vol. 2, no. 4, pp.

444-451, 1973.

134

[166] N. Akhmetov, General and Inorganic Chemistry. Moscow, Russia: Mir,

1983.

[167] E. R. Long, D. O. Macdonald, S. l. Smith, and C. D. Fred D, "Incidence of

Adverse Biological Effects Within Ranges of Chemical oncentrations in

Marine and Estuarine sediments,," Environmental Management, vol. 19, pp.

81-97, 1995.

[168] ASTM E 1706, "Standard Test Method fo Measuring the Toxicity of

Sediment-Associated Contaminants with Freshwater Invertebrates," 2005.

[169] A. Hegedusova, et al., "Adsorption processes of lead ions on the mixture

surface of bentonite and bottom sediments," Bull Environ Contam Toxicol,

vol. 97, no. 6, p. 876–880, 2016.

[170] Q. Wu and J. Ren, "Study on Heavy Metal Adsorption in Coastal Sediment of

the Yellow River Estuary," Advanced Materials Research, vol. 201-203, pp.

2540-2543, 2011.

[171] N. Ariffin, M. M. A. B. Abdullah, M. R. R. M. A. Zainol, and M. S. Baltatu,

"Effect of Solid to Liquid Ratio on Heavy Metal Removal by Geopolymer-

Based Adsorbent," in IOP Conference Series: Materials Science and

Engineering, 2018, pp. 1-7.

[172] T. S. Anirudhan and S. P. Sasikala, "Equilibrium, Kinetic and

Thermodynamic Modeling for the Adsorption of Heavy Metals onto

Chemically Modified Hydrotalcite," Indian Journal of Chemical Technology,

vol. 17, pp. 247-259, 2010.

[173] A. S. Thajeel, "Isotherm, Kinetic and Thermodynamic of Adsorption of

Heavy Metal Ions onto Local Activated Carbon ," Aquatic Science and

Technology, vol. 1, no. 2, p. 25, 2013.

[174] E. His, I. Heyvang, O. Geffard, and X. d. Montaudouin, "Acomparison

between oyster (Crassostrea gigas) and sea urchin (Paracentrotus lividus)

larval bioassays for toxicological studies," Water Research, vol. 33, no. 7, pp.

1706-1718, 1999.

[175] J. I. Lorenzo, O. C. Nieto, and R. Beiras, "Effect of humic acids on speciation

135

and toxicity of copper to Paracentrotus lividus larvae in seawater," Aquatic

Toxicology, vol. 58, p. 27–41, 2002.

[176] S. J. Brooks, T. Bolam, L. Tolhurst, J. Bassett, and J. L. Roche, "Effects of

dissolved organic carbon on the toxicity of copper to the developing embryos

of the pacific oyster (Crassostrea gigas)," Environmental Toxicology and

Chemistry, vol. 26, no. 8, p. 1756–1763, 2007.

[177] M. Martin, K. E. Osborn, P. Billig, and N. Glickstein, "Toxicities of Ten

Metals to Crassostrea g/gas and Mytilus edulis Embryos and Cancer magister

Larvae," Marine Pollution Bulletin, vol. 12, no. 9, pp. 305-308, 1981.

[178] H. Mai, et al., "Embryotoxic and genotoxic effects of heavy metals and

pesticides on early life stages of Pacific oyster (Crassostrea gigas)," Marine

Pollution Bulletin, vol. 64, p. 2663–2670, 2012.

136

PHỤ LỤC

Một số hình ảnh về công tác thu mẫu và tiến hành thí nghiệm

PL Hình ảnh 1. Hệ sinh thái dọc theo sông Soài Rạp

PL Hình ảnh 2. Vị trí nuôi Hàu ở sông Soài Rạp

PL Hình ảnh 3. Thu mẫu trầm tích tại vị trí cửa sông Soài Rạp

PL Hình ảnh 4. Khảo sát ảnh hưởng pH đến quá trình giải phóng Cu, Pb trong trầm tích

PL Hình ảnh 5. Tách vỏ Hàu và lọc bộ phận sinh dục hàu

PL Hình ảnh 6. Hút dung dịch đã thụ tinh trong độc chất ra well

137

PL Hình ảnh 7. Trứng, tinh trùng sử dụng cho thử nghiệm độc chất

138

PL Hình ảnh 8. Tinh trùng bám vào trứng

(Ảnh chụp tại PTN Viện KHCN & QLMT)

PL Hình ảnh 9. Sự phân chia tế bào sau 2 giờ thụ tinh

PL Hình ảnh 10. Thụ tinh không thành công vì không có sự phân chia tế bào hay phân rã

139

PL Hình ảnh 11. Ấu trùng hình chữ D và biến dị khi tiếp xúc với Cu

Ảnh chụp tại PTN Viện KHCN & QLMT

(Ảnh chụp tại PTN Viện KHCN & QLMT)

PL Hình ảnh 12. Phôi chết sau 24h khi tiếp xúc với độc chất Cu

140

PL Hình ảnh 13. Ấu trùng hình chữ D và biến dị khi tiếp xúc với Pb

PL Hình ảnh 14. Phôi bị phân hủy khi tiếp xúc với Pb

(Ảnh chụp tại PTN Viện KHCN & QLMT)

PL Bảng 1. Ảnh hưởng của độ mặn lên % Cu giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

141

Cu phân tích mg/L

% Cu giải phóng

Mẫu

Lần 1

Lần 2

Lần 3

Lần 1

Lần 2

Lần 3

SR3

SR5

SR7

Độ mặn, ‰ 5 10 15 20 25 30 35 5 10 15 20 25 30 35 5 10 15 20 25 30 35

0,022 0,017 0,017 0,019 0,021 0,025 0,028 0,0258 0,0222 0,021 0,025 0,0266 0,027 0,0298 0,0266 0,022 0,0246 0,0266 0,029 0,031 0,032

0,0233 0,0215 0,016 0,017 0,0167 0,018 0,02 0,017 0,023 0,02 0,025 0,028 0,0265 0,029 0,0264 0,025 0,022 0,02 0,02168 0,0198 0,02563 0,024 0,0279 0,02587 0,027 0,0287 0,0289 0,0311 0,0251 0,0253 0,0217 0,026 0,0246 0,0265 0,0269 0,0272 0,0271 0,0287 0,032 0,029 0,033 0,03195

0,98 0,76 0,77 0,84 0,95 1,10 1,24 1,09 0,94 0,89 1,06 1,13 1,14 1,26 1,07 0,88 0,99 1,07 1,16 1,24 1,29

0,96 0,76 0,80 0,76 0,89 1,24 1,29 1,06 0,93 0,92 1,09 1,18 1,22 1,32 1,02 1,04 1,06 1,09 1,15 1,16 1,28

0,04 0,03 0,03 0,07 0,07 0,08 0,06 0,03 0,05 0,04 0,03 0,04 0,04 0,05 0,03 0,10 0,04 0,01 0,04 0,06 0,02

1,04 0,71 0,74 0,89 1,02 1,11 1,18 1,12 0,85 0,84 1,02 1,10 1,14 1,22 1,01 0,87 0,99 1,08 1,09 1,29 1,33

0,99 0,74 0,77 0,83 0,95 1,15 1,24 1,09 0,91 0,88 1,05 1,14 1,17 1,27 1,03 0,93 1,01 1,08 1,14 1,23 1,30

PL Bảng 2. Ảnh hưởng của độ mặn lên % Pb giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

142

Pb phân tích, mg/L

% Pb giải phóng

Lần 1

Lần 2

Lần 3

Lần 1

Lần 2

Lần 3

Mẫu

SR3

SR5

SR7

Độ mặn, ‰ 5 10 15 20 25 30 35 5 10 15 20 25 30 35 5 10 15 20 25 30 35

0,030 0,048 0,064 0,080 0,090 0,104 0,128 0,060 0,07 0,074 0,079 0,080 0,087 0,100 0,060 0,072 0,090 0,096 0,1 0,108 0,116

0,034 0,04456 0,0656 0,076 0,089236 0,1082 0,134 0,065 0,076 0,080 0,078 0,085 0,084 0,106 0,066 0,068 0,092 0,093 0,1082 0,1088 0,1105

0,03475 0,048 0,0618 0,0844 0,0924 0,1176 0,121458 0,067 0,0698 0,07258 0,083 0,078283 0,089 0,10646 0,061255 0,073216 0,0874 0,1 0,099 0,0986 0,0999

0,72 1,15 1,54 1,92 2,16 2,50 3,08 1,41 1,64 1,73 1,85 1,87 2,04 2,34 1,43 1,71 2,14 2,29 2,38 2,57 2,76

0,83 1,07 1,58 1,83 2,15 2,60 3,22 1,52 1,77 1,86 1,83 1,99 1,96 2,49 1,57 1,62 2,19 2,21 2,58 2,59 2,63

0,13 0,10 0,09 0,20 0,08 0,33 0,30 0,17 0,16 0,17 0,12 0,17 0,12 0,18 0,15 0,13 0,11 0,17 0,24 0,27 0,39

0,79 1,13 1,53 1,93 2,18 2,64 3,07 1,50 1,68 1,77 1,88 1,90 2,03 2,44 1,49 1,69 2,14 2,29 2,44 2,50 2,59

0,84 1,15 1,49 2,03 2,22 2,83 2,92 1,57 1,63 1,70 1,94 1,83 2,08 2,49 1,46 1,74 2,08 2,38 2,36 2,35 2,38

PL Bảng 3. Ảnh hưởng của pH lên % Cu giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

Cu phân tích, mg/L

% Cu giải phóng khỏi trầm tích

Mẫu

143

pH

SR3

SR5

SR7

Lần 1 0,420 0,050 0,02 0,040 0,090 0,170 0,540 0,302 0,050 0,020 0,060 0,080 0,478 0,060 0,020 0,020 0,040 0,060

Lần 2 0,460 0,056 0,03 0,046 0,0936 0,182 0,550 0,150 0,057 0,025 0,062 0,093 0,480 0,064 0,026 0,020 0,047 0,063

Lần 3 0,475 0,06 0,02 0,044 0,094 0,176 0,58 0,17 0,06 0,03 0,06 0,08 0,49 0,0646 0,0255 0,0216 0,044 0,072

2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0

Lần 2 20,44 2,49 1,33 2,04 4,16 8,09 23,31 6,36 2,42 1,08 2,64 3,94 19,28 2,58 1,04 0,80 1,89 2,53

Lần 3 21,11 2,67 0,89 1,96 4,18 7,82 24,58 7,20 2,40 1,09 2,65 3,52 19,68 2,59 1,02 0,87 1,77 2,89

SD 1,26 0,22 0,26 0,14 0,10 0,27 0,88 3,49 0,16 0,14 0,06 0,29 0,25 0,10 0,13 0,04 0,14 0,25

TB 20,07 2,46 1,04 1,93 4,11 7,82 23,59 8,78 2,31 1,01 2,61 3,62 19,39 2,53 0,96 0,82 1,75 2,61

Lần 1 18,67 2,22 0,89 1,78 4,00 7,56 22,88 12,79 2,12 0,85 2,54 3,39 19,21 2,41 0,80 0,80 1,61 2,41

PL Bảng 4. Ảnh hưởng của pH lên % Pb giải phóng khỏi trầm tích cửa sông Soài Rạp

Pb phân tích, mg/L

% Pb giải phóng khỏi trầm tích

Mẫu

144

pH

SR3

SR5

SR7

Lần 1 0,420 0,050 0,02 0,020 0,020 0,020 0,480 0,060 0,02 0,020 0,020 0,020 0,340 0,060 0,020 0,020 0,020 0,020

2,0 4 6,0 8 10,0 12,0 2,0 4 6,0 8 10,0 12,0 2,0 4 6,0 8 10,0 12,0

Lần 2 0,440 0,056 0,026 0,026 0,024 0,018 0,500 0,065 0,026 0,025 0,026 0,030 0,380 0,064 0,026 0,020 0,047 0,063

Lần 3 0,475 0,06 0,018 0,0244 0,024 0,0176 0,458 0,070 0,026 0,026 0,030 0,028 0,39 0,0646 0,0255 0,0216 0,044 0,072

Lần 1 10,10 0,04 0,01 0,02 0,02 0,01 11,24 1,41 0,47 0,47 0,47 0,47 0,26 0,04 0,02 0,01 0,03 0,05

Lần 2 10,58 0,03 0,009 0,012 0,012 0,010 11,71 1,52 0,60 0,59 0,61 0,70 9,05 1,53 0,62 0,48 1,12 1,50

Lần 3 11,42 1,44 0,43 0,59 0,58 0,42 10,73 1,64 0,60 0,60 0,70 0,66 9,29 1,54 0,61 0,51 1,05 1,71

SD 0,67 0,81 0,24 0,33 0,32 0,24 0,49 0,12 0,08 0,08 0,12 0,13 5,14 0,86 0,34 0,28 0,61 0,91

TB 10,70 0,50 0,15 0,21 0,20 0,15 11,23 1,52 0,56 0,56 0,60 0,61 6,20 1,04 0,41 0,33 0,73 1,09

PL Bảng 5. Cân bằng hấp phụ Cu2+ lên trầm tích

145

No

C0 (mg/L)

C(mg/L) (1)

C(mg/L) (2)

C(mg/L) (3)

q(mg/g) (1)

q(mg/g) (2)

q(mg/g) (3)

q(mg/g) (TB)

1 2 3

- 0,0006 0,0018

0 3,33333 6,66667

- 0,0008 0,0012

- 0,0010 0,0015

0,03333 0,03332 0,03333 0,03332 0,06665 0,06665 0,06665 0,06665

4 5 6 7 8 9

0,0027 0,0093 0,0260 0,0353 0,0700 0,2600

13,3333 26,6667 40,000 53,3333 66,6667 80,6667

0,0020 0,0090 0,0245 0,0335 0,0500 0,2470

0,0035 0,0100 0,0277 0,0371 0,0850 0,2730

0,13331 0,13330 0,13331 0,13331 0,26658 0,26657 0,26657 0,26657 0,39976 0,39972 0,39974 0,39974 0,53300 0,53296 0,53298 0,53298 0,66617 0,66582 0,66598 0,66599 0,80420 0,80394 0,80407 0,80407

PL Bảng 6. Cân bằng hấp phụ Pb2+ lên trầm tích