Dự thảo tóm tắt Luận án Tiến sĩ Khoa học môi trường: Nghiên cứu cơ chế chuyển hóa và đánh giá nguy cơ rủi ro sức khỏe của asen và cadimi trong nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải đô thị tại Hà Nội

Chia sẻ: Acacia2510 _Acacia2510 | Ngày: | Loại File: PDF | Số trang:24

Thêm vào BST

Báo xấu

33
lượt xem 2
download

Download Vui lòng tải xuống để xem tài liệu đầy đủ

Mục tiêu nghiên cứu của luận án là đánh giá nguồn, dạng tồn tại và sự phân bố của asen và cadimi trong hệ thống ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị và đánh giá lượng hóa rủi ro đối với sức khỏe hệ sinh thái và sức khỏe con người từ đó đưa ra những đề xuất phù hợp để đảm bảo an toàn cho người sản xuất và tiêu thụ sản phẩm.

Chủ đề:

Bình luận(0) Đăng nhập để gửi bình luận!

Lưu

Nội dung Text: Dự thảo tóm tắt Luận án Tiến sĩ Khoa học môi trường: Nghiên cứu cơ chế chuyển hóa và đánh giá nguy cơ rủi ro sức khỏe của asen và cadimi trong nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải đô thị tại Hà Nội

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƢỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN ***************** LÊ THÁI HÀ NGHIÊN CỨU CƠ CHẾ CHUYỂN HÓA VÀ ĐÁNH GIÁ NGUY CƠ RỦI RO SỨC KHỎE CỦA ASEN VÀ CADIMI TRONG NUÔI TRỒNG THỦY SẢN CÓ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TẠI HÀ NỘI Chuyên ngành: Khoa học môi trường Mã số: 62440301 DỰ THẢO TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƢỜNG 1 Hà Nội - 2017
Công trình được hoàn thành tại: Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội Người hướng dẫn khoa học: 1. PGS.TS. Nguyễn Thị Hà 2. TS. Từ Hải Bằng Phản biện 1: ……………………………………. Phản biện 2: ……………………………………. Phản biện 3: ……………………………………. Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng chấm Luận án Tiến sĩ cấp Đại học Quốc gia tại Trường Đại học Khoa học Tự nhiên Hà Nội vào hồi…….giờ……., ngày ………tháng……….năm …... Có thể tìm hiểu Luận án Tiến sĩ tại: - Thư viện Quốc gia Việt Nam; - Trung tâm thông tin Thư viện, Đại học Quốc gia Hà Nội 2
MỞ ĐẦU 1. Tính cấp thiết của nghiên cứu Việc sử dụng nguồn nước thải có nồng độ kim loại nặng và á kim cao có thể gây ra hiện tượng cá chết hàng loạt và ảnh hưởng nghiêm trọng tới sức khoẻ người sử dụng nguồn thực phẩm này thông qua chuỗi thức ăn như cá, rau trong ao (Järup L, 2003). Các dạng tồn tại về mặt vật lý, hóa học có thể của các thành phần kim loại trong ao nuôi có làm tăng mức độ nguy hại hoặc giảm bớt nguy hại cho hệ thống. Ngoài ra sự phân bố của các chất ô nhiễm vào các thành phần môi trường trong ao cũng ảnh hưởng đến nguy cơ lan truyền và gây tác động. Ví dụ như với sự hấp phụ lên bề mặt của các hạt lơ lửng trong nước sẽ khiến cho các yếu tố độc hai sẽ thâm nhập vào một số loại cá nuôi trong ao thông qua thức ăn do cá sử dụng các hạt lơ lửng làm thức ăn (Craggs, 2005). Mặt khác nếu sự sa lắng của các chất xuống lớp bùn đáy là cơ chế chuyển hóa chính trong hệ thống thì nồng độ các chất độc hại trong ao sẽ bị giảm xuống do đã được giữ lại phần lớn trong lớp bùn đáy, tuy nhiên nếu sử dụng lớp bùn đáy này để làm phân bón thì có thể sẽ phát tán các thành phần độc hại ra môi trường bên ngoài và cũng có thể gây hại cho sức khỏe con người do thâm nhập qua cây trồng. Đã có khá nhiều nghiên cứu trong và ngoài nước về các hệ nuôi trồng thủy sản sử dụng nước thải tuy nhiên các nghiên cứu này tập trung chủ yếu vào các thành phần dinh dưỡng và các vi sinh vật trong ao cá, chưa đề cập đến các kim loại, á kim độc hại và dạng tồn tại, phân bố của chúng khi di chuyển vào hệ thống nuôi trồng và thâm nhập vào chuỗi thức ăn ảnh hưởng đến người sử dụng. Do vậy, việc đánh giá mức độ nguy hại của việc sử dụng nước thải đô thị trong nuôi cá thông qua nghiên cứu về dạng tồn tại và phân bố của một số kim loại và á kim và đánh giá rủi ro việc tái sử dụng nước thải trong nông nghiệp giúp định lượng được các rủi ro có thể xảy ra, nguy cơ tích tụ các chất độc hại trong sản phẩm cá nhằm đưa ra giải pháp bảo đảm an toàn, có định hướng xử lý nước thải hợp lý, bảo vệ sức khỏe con người là cần thiết và mới tại Việt Nam cũng như trên thế giới. Xuất phát từ thực tiễn đó, luận án đã thực hiện đề tài “Nghiên cứu cơ chế chuyển hóa và đánh giá nguy cơ rủi ro sức khỏe của asen và cadimi trong nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải đô thị tại Hà Nội”. 2. Mục tiêu nghiên cứu: Đánh giá nguồn, dạng tồn tại và sự phân bố của asen và cadimi trong hệ thống ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị và đánh giá lượng hóa rủi ro đối với sức khỏe hệ sinh thái và sức khỏe con người từ đó đưa ra những đề xuất phù hợp để đảm bảo an toàn cho người sản xuất và tiêu thụ sản phẩm. 3. Nội dung nghiên cứu: - Nghiên cứu hiện trạng sử dụng nước thải đô thị nuôi cá tại Hà Nội, tập trung vào khu vực quận Hoàng Mai và Thanh Trì. - Nghiên cứu dạng tồn tại và phân bố của As và Cd trong các ao nuôi trồng thủy sản có sử dụng nước thải trên cơ sở xem xét hình thái tồn tại, mức ô nhiễm và 3
phân bố các dạng tồn tại của cadimi và asen trong các mẫu ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị. - Đánh giá nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe con người của As và Cd dựa trên dạng, nồng độ, sự phân bố trong nước, trầm tích, thủy sinh (cá, rau) cân bằng khối khi đi vào cơ thể con người thông qua chuỗi thức ăn. - Đề xuất các giải pháp sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời đảm bảo an toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống. 4. Đối tƣợng, phạm vi nghiên cứu Thành phần Cd, As trong nước thải đô thị (sông Tô Lịch) sử dụng trong nuôi trồng thủy sản (nuôi cá) và nguy cơ rủi ro đối với hệ sinh thái và sức khỏe. Nghiên cứu tại 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá không sử dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội. 5. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án Luận án đưa ra được dữ liệu về sự tồn tại, phân bố của Cd và As trong hệ thống nuôi trồng thủy sản sử dụng nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh học và nguy cơ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và sức khỏe. Ý nghĩa thực tiễn: góp phần đề xuất các giải pháp tái sử dụng an toàn nước thải đô thị trong nông nghiệp nói chung và nuôi trồng thủy sản nói riêng ở Việt Nam và các nước có điều kiện tương tự. 6. Đóng góp mới của luận án: - Lần đầu tiên đã đánh giá được các dạng tồn tại về vật lý, hóa học và sự phân bố của As và Cd trong nước, trầm tích, thủy sinh (cá, rau) của hệ ao nuôi cá sử dụng nước thải đô thị làm cơ sở đánh giá mức độ tích lũy sinh học và nguy cơ rủi ro đến hệ sinh tại và sức khỏe. - Đã đánh giá định lượng được mức độ rủi ro cho hệ sinh thái ao nuôi và rủi ro sức khỏe con người liên quan đến sử dụng cá nuôi bằng nước thải đô thị bị nhiễm asen và cadimi. CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN 1.1. HIỆN TRẠNG SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ TRÊN THẾ GIỚI VÀ VIỆT NAM 1.1.1. Đặc tính nƣớc thải đô thị Các thành phần của nước thải đô thị được xác định bởi nhiều yếu tố, bao gồm thói quen và điều kiện sống, tỉ lệ nước thải từ hộ gia đình và công nghiệp, y tế cũng như thiết kế của hệ thống thu gom và xử lý nước thải (Henze và Comeau, 2008, Metcalf và Eddy, 2003). Thành phần các chất trong nước thải rất đa dạng tồn tại dưới dạng các chất lơ lửng, dạng keo hoặc hòa tan, có kích thước từ 10-4 đến 10-6 mm, các chất vô cơ chiếm đến 48% (Fe, Mg, Ca, Si…), các chất hữu cơ chiếm đến 52% (Henze và Comeau, 2008). 4
1.1.2. Sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản trên thế giới Nước thải dùng để nuôi cá có thể dùng trực tiếp hoặc qua một hồ ổn định để giảm/tách bớt một phần các thành phần ô nhiễm, nguy hại. Hai qui trình sử dụng nước thải được minh họa ở hình 1.1. Quy trình 1: Nước thải Nước thải Hồ ổn định Ao cá được xử lý Quy trình 2 Nước thải Nước thải Ao cá được xử lý Hình 1.1. Hệ thống thường gặp của ao/hồ nuôi cá bằng nước thải Nước thải được sử dụng rộng rãi cho việc tưới tiêu ở một số quốc gia, ví dụ 67% tổng số nước thải của Israel, 25% ở Ấn Độ và 24% ở Nam Phi được tái sử dụng để tưới tiêu thông qua kế hoạch trực tiếp, mặc dù tái sử dụng không theo kế hoạch là lớn hơn đáng kể. Trong thập kỷ qua, đã có lo ngại rằng thế giới đang tiến tới một cuộc khủng hoảng nước (Henze và Comeau, 2008). Về lý thuyết, các kim loại nặng có thể được loại bỏ trong ao ổn định ắng chất thải (Waste Stabilization Pond – WSP) nhờ quá trình lắng đọng, hấp phụ, tích lũy sinh học, tạo phức, kết tủa… [Craggs, 2005] 1.1.3. Hiện trạng sử dụng nƣớc thải đô thị cho nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam Theo ước tính khoảng 30-40% nước thải công nghiệp chưa được xử lý thải trực tiếp vào môi trường. Hiện trầm tích ở các con sông tiếp xúc với nước thải của Hà Nội đã bị ô nhiễm các kim loại, các thành phần nguy hại (PTEs- Potentially Toxic Elements), đặc biệt là cadImi. Marcussen (2007) và Ingvertsen [3] kết luận rằng nồng độ Cd, As và Pb đều cao hơn các tiêu chuẩn của Việt Nam trong đất. Hà [4], Hồ và Egashira (2000) Marcussen (2007)cũng cho thấy nước thải đổ về các sông của Hà Nội bị ô nhiễm cao các kim loại nặng khác. Thành phố Hà Nội là một trong các tỉnh thành có hoạt động nuôi trồng thủy sản sử dụng nước thải đô thị với các hệ thống nuôi thủy sản sử dụng nước thải lớn nhất nằm ở quận Thanh Trì và Hoàng Mai, ở phía Đông Nam. Tổng diện tích nuôi cá khoảng 1.680 ha và phần lớn tập trung ở các xã Yên Sở, Trần Phú, Hoàng Liệt và làng Tân Triều thuộc quận Thanh Trì và Hoàng Mai. Diện tích sử dụng cho sản xuất nuôi cá ở quận Hoàng Mai và huyện Thanh Trì được duy trì ổn định trong suốt 20 năm qua (Kaplan và nnk, 1987). Theo kết quả khảo sát của Viện Khoa học Môi trường và Phát triển (VESDEC) năm 2014, mỗi ngày hệ thống sông, hồ trên địa bàn thành phố Hà Nội tiếp nhận hàng triệu m3 nước thải công nghiệp, nước thải đô thị. Dự báo, lượng nước thải sinh hoạt trên địa bàn thành phố Hà Nội sẽ lên đến 440.934 m3/ngày đêm vào năm 2020. 5
1.2. HÌNH THÁI VÀ CHUYỂN HÓA CỦA MỘT SỐ KIM LOẠI TRONG AO NUÔI TRỒNG THỦY SẢN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ 1.2.1. Hình thái và chuyển hóa của cadimi trong tự nhiên Phần lớn lượng cadimi trong môi trường nước là do khuếch tán có nguồn nước ô nhiễm từ nhiều nguồn khác nhau. Cadimi đã được phát hiện trong nước thải có nguồn gốc từ công nghiệp, thương mại, và khu vực tư nhân, với nồng độ cadimi trung bình cao nhất được phát hiện trong nước thải mới (
1.3. ĐÁNH GIÁ RỦI RO LIÊN QUAN ĐẾN SỬ DỤNG NƯỚC THẢI ĐÔ THỊ TRONG NUÔI TRỒNG THỦY SẢN 1.3.1. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro và đánh giá nguy cơ rủi ro của độc chất đến hệ thủy sinh vật  Đánh giá rủi ro môi trường: Rủi ro = Nguy hại + Tiếp xúc Đánh giá và mô tả rủi ro theo “the quotient” (thương số) biểu thị cho nồng độ dự báo (PEC) hoặc nồng độ đo đạc (MEC) được chia bởi một nồng độ dự báo ngưỡng (PNEC): RQ= MEC (PEC)/PNEC (1.1) Trong đó: RQ: Hệ số rủi ro MEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua đo đạc PEC: Nồng độ chất ô nhiễm qua dự báo PNEC: Nồng độ dự báo ngưỡng không gây ảnh hưởng Khi: RQ 1, rủi ro được xem là đáng kể, RQ càng lớn thì rủi ro càng lớn. Ngược lại, khi RQ
1.3.4. Một số nghiên cứu cụ thể về đánh giá rủi ro, sức khỏe Winnie W. L. và nnk (2007) đã đánh giá rủi ro sức khỏe của các loại hàu được nuôi ở khu vực bị nhiễm cadimi. Omolara T. và nnk (2014) đã thực hiện nghiên cứu nhằm xác định nồng độ kim loại nặng trong cá da trơn Châu Phi (C. gariepinus) và điều tra nguy cơ sức khoẻ liên quan đến kim loại nặng ở cá. Peter E và nnk (2009) đã nghiên cứu về hình thái và rủi ro của các yếu tố độc hại tiềm ẩn trong các hệ thống sản xuất lương thực tận dùng nước thải -ví dụ điển hình về Campuchia và Việt Nam. 1.2. GIẢI PHÁP SỬ DỤNG AN TOÀN NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ CHO NUÔI TRỒNG THỦY SẢN 1.4.1. Kiểm soát các nguồn đầu vào Các cơ sở công nghiệp đầu tư hệ thống xử lý nước thải, bùn thải trước khi thải ra nguồn tiếp nhận. Một số phương pháp đã và đang được áp dụng để tách loại As và Cd từ nước thải như: Phương pháp hấp phụ; Phương pháp điện hóa; Phương pháp hóa học;… 1.4.2. Kỹ thuật xử lý, cải thiện chất lƣợng nƣớc thải đô thị Các phương pháp vật lý, hóa học và sinh học đã được sử dụng để loại bỏ các chất ô nhiễm khỏi nước thải đô thị. Để đạt được mức độ khác nhau của việc loại bỏ chất ô nhiễm, thường áp dụng kết hợp các quá trình/công nghệ xử lý nước thải theo bậc sơ cấp, thứ cấp và bậc cao. Ngoài ra, hệ thống tự nhiên cũng được sử dụng để xử lý nước thải. Bùn thải từ các hệ thống xử lý nước thải được xử lý bằng các phương pháp khác nhau để giảm lượng nước và hàm lượng hữu cơ để áp dụng trong phương pháp xử lý cuối cùng và tái sử dụng (Mara DD và nnk, 2001). CHƢƠNG 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. ĐỐI TƢỢNG NGHIÊN CỨU Đối tượng nghiên cứu của luận án gồm: (1) Thành phần của các mẫu môi trường trong ao nuôi cá có sử dụng nước thải đô thị và ao đối chứng, bao gồm: Rau, cá, nước bơm vào, nước thoát ra, nước trong ao và bùn đáy của ao cá và (2) Cadimi và asen trong nước thải đô thị và trong hệ ao nuôi Ngoài ra, để đánh giá so sánh tương quan, lựa chọn ao nghiên cứu và ao đối chứng cùng nuôi 1 loại cá trắm trắng (Cyprinus carpio) và thả 1 loại rau -rau muống (Ipoemoea aquatica). 2.2. ĐỊA ĐIỂM NGHIÊN CỨU Lựa chọn 01 ao cá sử dụng nước thải tại quận Hoàng Mai, Hà Nội và 01 ao cá không sử dụng nước thải (ao đối chứng) tại huyện Đông Anh, Hà Nội (Hình 2.1). 8
Hệ thống sử dụng nƣớc thải tại thôn Bằng B, Hoàng Liệt Hình 2.21. Sơ đồ vị trí nghiên cứu Thông tin về khu vực nghiên cứu được đưa ra ở bảng 2.1. Bảng 2.21. Một số thông tin về địa bàn lựa chọn nghiên cứu Nội dung Ao nghiên cứu Ao đối chứng Địa điểm Thôn bằng B, Hoàng Liệt, Thôn mạch Lũng, Hoàng mai Đại Mạch, Đông Anh Diện tích 1,0 ha 3,0 ha Loại cá Trắm trắng Trắm trắng Nước dùng cho ao cá Bơm trực tiếp từ sông Bơm trực tiếp từ sông Tô Lịch Hồng Thực vật chủ yếu trong ao Rau muống Rau muống Tần suất thu hoạch 1 lần/năm 1 lần/năm Sản lượng 1,5 tấn/vụ 4-5 tấn/vụ Cá giống Cá bột Cá bột 2.3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.3.1. Tổng quan tài liệu Thu thập các số liệu về hiện trạng tái sử dụng nước thải trong nông nghiệp tại Việt Nam và các nước trên thế giới. Tổng quan các nghiên cứu đã thực hiện liên quan đến luận án. 2.3.2. Nghiên cứu thực địa - Điều tra khảo sát các nguồn thải công nghiệp Các mẫu nước (lọc và không lọc) được phân tích các thành phần kim loại theo phương pháp Tiêu chuẩn (APHA, 2012) - Điều tra hiện trạng hoạt động sử dụng nước thải của ao cá - Lấy mẫu nước thải đầu vào, đầu ra, nước trong ao, mẫu rau, cá, bùn đáy…ở ao nghiên cứu và đối chứng nhằm phân tích dạng tồn tại và phân bố của Cd và As và cân bằng vật chất trong hệ ao nuôi. - Tần suất lấy mẫu: trong quá trình nghiên cứu sẽ lấy mẫu 3 đợt, Căn cứ vào chu kỳ nuôi cá, thu hoạch cá và chu kỳ bơm nước sẽ thiết kế thời gian lấy mẫu phù hợp. - Tổng số lượng mẫu lấy tại 2 ao để so sánh thống kê, bao gồm cả mẫu lặp lại, thu hồi để đảm bảo chất lượng kết quả thử nghiệm: 1200 mẫu nước ; 120 mẫu rau; 120 mẫu cá và 150 mẫu trầm tích. 9
2.3.3. Nghiên cứu thực nghiệm Sơ đồ nghiên cứu: Nghiên cứu mô tả cắt ngang có phân tích so sánh, phối hợp với điều tra thực địa đánh giá dạng tồn tại, phân bố sự tích lũy của Cd và As trong hệ nuôi trồng thủy sản và nguy cơ ảnh hưởng sức khỏe (hình 2.2). Xử lý mẫu theo EPA 3015A/3052 A, phân tích mẫu theo các phương pháp tiêu chuẩn APHA (2012), TCVN Thu thập Xác định nghiên cứu Khảo sát thông tin thực địa PHA 1 Các qui Lấy mẫu trình Các qui trình Xử lý mẫu Phân tích mẫu GF/AAS và ICP/MS Xử lý, Phân tích số liệu PHA 2 Đánh giá HRA Viết luận án Hình 2.3. Quy trình nghiên cứu Mẫu nghiên cứu: (-) Mẫu nước, rau, bùn, cá được lấy và bảo quản để phân tích hàm lượng Cd và As theo các phương pháp chuẩn (APHA, 2012) SMEWW 3113 B ( quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật lò graphite ), SMEWW 3125B:2012 (ICP-MS) và Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 8467:2010 (Xác định As-QPHTNT kỹ thuật sinh hydrua); (-) Mẫu rau, cá được xử lý, làm sạch sơ bộ, xay, nghiền nhỏ, đông khô trước khi vô cơ hóa mẫu bằng lò vi sóng theo EPA 3052. Các mẫu được lấy và bảo quản theo TCVN TCVN 6663-10:2011 và TCVN 6663-3:2011, được xử lý và phân tích tại phòng thí nghiệm của Viện Sức khỏe nghề nghiệp và Môi trường (NIOEH). Phân tích asen thành phần trong mẫu nước, rau và cá bằng ICP-MS kết nối HPLC. 2.3.4. Phƣơng pháp phân tích, độ chính xác và thống kê của phƣơng pháp phân tích Phân tích mẫu trắng và mẫu chuẩn ở mỗi lần xử lý để xác định Độ đảm bảo chất lượng (QA). Hàm lượng Cd và As được xác định bằng AAS Perkin Elmer 5100 AAS, lò graphite HGA-600, Perkin Elmer, Norwalk, Connecticut, USA. 10
2.3.5. Phƣơng pháp đánh giá tƣơng quan của hàm lƣợng Cd và As trong các mẫu nghiên cứu Sử dụng Hệ số Pearson để phân tích tương quan. Hệ số tương quan (r) là một chỉ số thống kê đo lường mối liên hệ tương quan giữa hai biến số, như giữa nồng độ của As và Cd trong ao nuôi (y) và trong ao đối chứng (x); hoặc tương quan giữa nồng độ của kim loại trong các mẫu nghiên cứu trong hệ. Hệ số tương quan có giá trị từ -1 đến 1. Hệ số tương quan bằng 0 (hay gần 0) có nghĩa là hai biến số không có liên hệ gì với nhau; ngược lại nếu hệ số bằng -1 hay 1 có nghĩa hai biến số có mối liên hệ tuyệt đối. (2.1) Trong phân tích, kiểm định hệ số tương quan Pearson dùng để kiểm tra mối liên hệ tuyến tính giữa các biến độc lập và biến phụ thuộc. Trong luận án đã áp dụng hệ số Pearson để xem xét tương quan giữa ao nghiên cứu và ao đối chứng và giữa các mẫu thành phần liên quan đến ao nuôi: mẫu nước, trầm tích, cá và rau. 2.3.6. Phƣơng pháp phân tích dòng Tính toán cân bằng từng chất dựa trên các số liệu nồng độ trong các mẫu rau, nước, bùn, cá, trên cơ sở đó, tính toán cơ chế chuyển hóa của các chất trong hệ thống. Vào = Ra + Tích tụ ± Chuyển hóa* * Ghi chú: Nếu quá trình chuyển hóa làm mất đi vật chất/khối lượng (tiêu thụ/phân hủy)  dấu “+”; nếu tạo ra (hình thành) vật chất/khối lượng  dấu “-“ 2.3.7. Phƣơng pháp đánh giá rủi ro  Đánh giá rủi ro hệ sinh thái Đánh giá mức độ tích lũy sinh học sử dụng chỉ số nồng độ sinh học (BCF) và chỉ số tích lũy sinh học (BAF) [Anort, 2006]: BCF = CB/CW (2.2) BAF = CB/CF (2.3) (trong một số trường hợp CF có thể là CW) Trong đó: CB - nồng độ độc chất trong cơ thể sinh vật (g/kg); CW - nồng độ độc chất trong môi trường nước (g/L); CF - nồng độ độc chất trong thức ăn (g/L)  Đánh giá rủi ro sức khỏe Lượng hấp thụ trung bình hàng ngày (ADI) C  CR  EFD ADI  (2.4) BW  AT Trong đó: C- Hàm lượng nguyên tố trong thức ăn (cá) (mg/kg); CR - lượng thức ăn (cá) tiêu thụ của cơ thể trong ngày (g/ngày); EFD = EFxED (EF– Tần xuất phơi nhiễm; ED quãng thời gian phơi nhiễm tính theo thực tế hoặc 30 năm nếu là phơi nhiễm mãn tính); BW – Trọng lượng cơ thể; AT – Thời gian trung bình (theo thức tế hoặc 70 năm nếu là độc chất gây ung thư) 11
Tổng lượng hấp thu từ các nguồn Nếu bị phơi nhiễm 1 độc chất từ nguồn nguồn hoặc một nguồn cchứa nhiều độc chất sẽ tính giá trị ADI tổng: ADITổng = ADIi (2.5) HQi = ADIi/RfD (2.6) - Chỉ số rủi ro (HI): HI =  HQi (2.7) Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán (bảng 2.2). Bảng 2.2. Các thông số giả định thường sử dụng trong tính toán nguy cơ rủi ro (cho người lớn) Thông số Giá trị Hàm lượng As trong cá (phần ăn được) 0,087 mg/kg (nồng độ cao nhất) Hàm lượng Cd trong cá (phần ăn được) 0,16 mg/kg (nồng độ cao nhất) Thể trọng trung bình 60 Tỉ lệ hấp thụ (%) 100 Thời gian phơi nhiễm (năm) 60 Lượng sử dụng (g/người/ngày) 83,3 [Nguồn: Viện dinh dưỡng, 2010, trung bình 2,5kg cá/tháng] Tần xuất sử dụng 365 ngày/năm (tính với mức phơi nhiễm cao nhất) Thời gian trung bình (năm) 60 2.3.7 Đề xuất giải pháp sử dụng an toàn nƣớc thải đô thị cho nuôi cá Trên cơ sở tổng quan và dánh giá mực độ ô nhiễm As, Cd trong hệ ao nuôi, đề xuất các phương án sử dụng nước thải sử dụng nước thải hiệu quả đồng thời đảm bảo an toàn cho người tiêu dùng khi sử dụng sản phẩm của hệ thống. CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. KHẢO SÁT ĐÁNH GIÁ NGUỒN VÀ MỨC ĐỘ Ô NHIỄM Cd VÀ As TRONG AO NUÔI CÁ SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ 3.1.1. Nguồn và thực trạng phát sinh nƣớc thải công nghiệp vào sông Kim Ngƣu và sông Tô Lịch Các ngành thải xả nước thải vào sông Tô Lịch chủ yếu là ở quy mô vừa với các ngành cơ khí, dệt nhuộm và công nghiệp chế biến thực phẩm. Từ kết quả khảo sát sơ bộ 223 cơ sở công nghiệp đã lựa chọn 17 cơ sở có nguy cơ gây ô nhiễm cao để lấy mẫu, phân tích và đánh giá hàm lượng một số kim loại trong nước thải (bảng 3.1). Tiêu chí lựa chọn các cơ sở công nghiệp dựa vào: (1) xả nước thải có chứa thành phần kim loại nặng Cu, Pb, Zn, Cd, Cr, Ni, As và Hg; (2) Mức độ ô nhiễm và nguy cơ theo quy mô sản xuất và tải lượng nước thải. Kết quả điều tra cho thấy 80% các cơ sở công nghiệp hoạt động vơi công suất 100%. Lượng nước thải dao động trong khoảng 5 đến 150 m3/ngày đêm với chu trình thải nước thải từ 8 đến 24 giờ/ngày. 12
Bảng 3.1. Cơ sở công nghiệp chính thải kim loại nặng vào sông Tô Lịch và Kim Ngưu STT Loại hình công nghiệp Tên cơ sở/nhà máy Ghi chú 1 Cơ khí (6 cơ sở) Nhà máy Viha; Công ty Công nghệ 5 cơ sở thải vào 3C; Công ty cổ phần cơ khí Hà Nội; sông Kim Ngưu và Hameco, Vidamco, Công ty 9 cơ sở thải vào Bảo Lâm sông Tô Lịch 2 Dệt nhuộm Trung Thu, Minh Khai và công ty (3 cơ sở) dệt may 8-3 3 Biến thế, in, pin, sơn (5 Nhà xuất bản Lao động xã hội, cơ sở) Công ty in Hà Nội, Habaco, ABB Việt Nam và Hinomoto 3.1.2. Đánh giá mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nƣớc thải công nghiệp Kết quả hàm lượng trung bình của một số kim loại năng trong mẫu nước thải của 17 cơ sở sản xuất công nghiệp được đưa ra ở bảng 3.2-3.4 và hình 3.2. Các kết quả chỉ ra hầu hết (>90% tổng nồng độ) các kim loại là ở dạng hòa tan. Bảng 3.1. Mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong nước thải một số cơ sở công nghiệp Nồng độ T Kim loại Mẫu lọc Mẫu không lọc QCVN T nặng Trung bình Lớn Nhỏ Trung bình Lớn Nhỏ 40/2011 (B) (n) nhất nhất (n) nhất nhất 1 Pb, ppb 0,310 (17) 4,615 0,064 9,24 ( 17) 28,29 1,72 500 2 Cu, ppb 2,644 (17) 14,279 0,430 19,497 (10) 134,882 7,211 2000 3 Ni, ppb 3,236 (17) 197,647 0,530 27,778 (14) 561,269 5,719 500 4 Zn, ppm 0,021 (17) 23,580 0,002 0,229 (17) 25,400 0,019 3 5 Mn, ppm 0,054 (17) 1,047 0,013 0,233 (17) 1,050 0,011 1 6 Cd, ppb 0,470(17) 0,609 0,014 - - - 100 7 As, ppb 21,150 (17) 45,516 1,341 23,321(17) 54,603 2,879 100 Hình 3.2. Nồng độ của một số kim loại trong mẫu nước thải công nghiệp nghiên cứu 13
Bảng 3.3. Mức độ ô nhiễm kim loại trong nước thải của ngành công nghiệp lựa chọn (mẫu nước sau lọc) Ngành Nồng độ công nghiệp Pb, ppb As, ppb Cu, ppb Ni, ppb Zn, ppm Mn, ppm Cd, ppb Cơ khí (n) 6 6 6 6 6 6 6 - Trung bình 0,310 32,856 4,327 23,677 0,100 0,116 0,470 - Lớn nhất 4,615 45,516 14,279 197,647 4,014 0,167 0,609 - Nhỏ nhất 0,064 12,321 2,067 2,941 0,020 0,014 0,014 Dệt nhuộm (n) 3 3 3 3 3 3 3 - Trung bình 0,128 12,654 2,067 3,235 0,011 0,036 0,021 - Lớn nhất 0,128 28,673 6,587 6,47 0,015 0,054 0,036 - Nhỏ nhất 0,310 2,789 1,779 2,647 0,009 0,023 0,014 Điện hóa (n) 3 3 3 3 3 3 3 - Trung bình 0,310 18,342 2,644 5,441 0,014 0,070 0,470 - Lớn nhất 0,256 20,231 2,74 5,882 0,016 0,236 0,470 - Nhỏ nhất
Đánh giá mức độ thải theo nhóm ngành công nghiệp thấy rằng ngành cơ khí là nguồn có nguy cơ cao nhất (bảng 3.3, 3.4 và hình 3.3) với sự có mặt các kim loại Pb, Cu, Ni, Zn và Mn. Giá trị lớn nhất cũng gấp hàng trăm lần giá trị nhỏ nhất thể hiện tính biến động và mức độ bất ổn của dòng thải. Kết quả này cũng phù hợp với nghiên cứu của Nguyen Hoang Anh (2010); Mohd và nnk (2012) và Pam và nnk (2013). Hình 3.3. Ô nhiễm kim loại năng trong nước thải theo ngành công nghiệp 3.1.3. Khảo sát sơ bộ hàm lƣợng kim loại trong mẫu bùn đáy ao để lựa chọn đối tƣợng nghiên cứu Hầu hết các nồng độ các kim loại trong bùn ao nuôi cá của nghiên cứu cao hơn đất nông nghiệp và các khu vực khác của Việt Nam nhưng thấp hơn nhiều so với tiêu chuẩn Việt Nam về sử dụng đất vào mục đích nông nghiệp. Tuy nhiên, nồng độ As cao hơn tiêu chuẩn Việt Nam và nồng độ Cd đạt 65% so với tiêu chuẩn Việt Nam. Asen và cadimi cũng là 2 kim loại được lựa chọn trong nhiều nghiên cứu do độc tính cao của chúng (WHO, 2001, Chaney, 1998). 3.2. DẠNG TỒN TẠI VÀ PHÂN BỐ CỦA Cd VÀ As TRONG AO NUÔI 3.2.1. Trong nước ao nuôi Kết quả hình 3.4 cho thấy không có sự khác biệt đáng kể về nồng độ As giữa 2 đợt lấy mẫu (P> 0,05), hàm lượng As trong nước đầu ra giảm đáng kể (40-50%). Nồng độ As phân tích được cao hơn nhiều so với công bố trước của Toàn (2008) (3,96 đến 3,09µg/L). Mặc dù vậy sự khác biệt giữa nồng độ asen trong nước đầu vào và ra thì tương tự và hiện tượng này cũng được công bố trong một số nghiên cứu trước (Nejmeddine và nnk, 2000). Nồng độ As ở dạng tan và dạng lơ lửng (SPM) được đánh giá làm cơ sở phân tích nguy cơ rủi ro cho cá (Bảng 3.5). 15
QCVN 38 Đợt 1 /2011/ Đợt 2 BTNMT Nồng độ As Vào (n=3) Ra (n=3) Giữa ao (n=15) Vị trí lấy mẫu Hình 3.4. Nồng độ As trong mẫu nước lấy ở các vì trí khác nhau Bảng 3.5. Nồng độ As của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lửng Ví trí lấy mẫu Mẫu nƣớc không lọc Mẫu nƣớc lọc SPM (tổng hàm lƣợng) (dạng tan) µg/L % µg/L % µg/L % Đầu vào (n=3) 44,33 100 38,10 86 6,23 14 Đầu ra (n=3) 21,33 100 17,65 83 3,68 17 Giữa ao (n=15) 30,73 100 26,84 87 3,89 13 Bộ TNMT (2011) ≤20µg/L Bảng 3.6. Đánh giá về dạng As thành phần Tỷ lệ asen Nƣớc đầu vào Nƣớc trong ao thành phần (%) n TB SD n TB SD As (V) 20 88,24 10,45 30 90,54 12,46 As (III) 20 11,76 10,06 30 9,46 8,87 Ghi chú: n – Số mẫu Bảng 3.7. Nồng độ Cd của mẫu nước lọc và không lọc và ở dạng lơ lứng Ví trí lấy mẫu Mẫu nƣớc không lọc Mẫu nƣớc lọc SPM (tổng hàm lƣợng) (dạng tan) µg/L % µg/L % µg/L % Đầu vào (n=3) 0,27 100 0,10 37 0,17 63 Đầu ra (n=3)
nghiệp (1.5 mg/kg D.W) thì hàm lượng As nhìn chung cao hơn gía trị giới hạn QCVN 03-MT:2015/BTNMT (15 mg/kg D.W) . Do vậy trầm tích bùn đáy của ao có khả năng gây nguy hiểm đối với cây trồng ở khu vực xung quanh khi nạo vét và sử dụng làm phân bón. Nồng độ As trong trầm tích ao phân tích được cao hơn so đáng kể so với nồng độ As trong đất ở Thái Lan và Malaysia, tuy nhiên nồng độ này xấp xỉ giá trị đưa ra của Hà Lan để đánh giá về chất lượng đất (Swartjes, 1999). 3.2.3. Nồng độ trong cá Sự khác biệt của nồng độ As và Cd trong mẫu cá giữa phần ăn được và không ăn cũng có thể do mô của phân ăn được thường mềm hơn so với phần không ăn được (thường là xương và vây) nên khả năng hấp phụ As và Cd nói riêng và các kim loại nặng khác sẽ dễ dàng hơn. Bảng 3.8. Nồng độ As trong mẫu cá (n=9 cho mỗi phần mẫu), LOD
Bảng 3.10. Đánh giá về dạng As thành phần Tỷ lệ asen thành phần (%) Rau Cá n TB SD n TB SD As (V) 100 91,62 16,15 50 78,71 17,53 As (III) 100 8,38 8,14 50 21,29 11,03 Đánh giá mối tương quan về nồng độ As được chỉ ra ở hình 3.5. P < 0,001 35 31.52 P < 0,001 30 27.13 25 P < 0,001 20 17.13 16.76 15 11.65 10.03 10 P < 0,001 4.59 5 2.42 P < 0,001 P < 0,001 P < 0,001 1.52 0.5 0.127 0.222 0.037 0.064 0 As nước đầu As nước trong As trong bùn As trong thực As trong thực Ao trong cá Ao trong cá vào ao vật (DW) vật (FW) (DW) (FW) Ao chứng Ao nghiên cứu Hình 3.15. Đánh giá mối tương quan về nồng độ As giữa ao đối chứng và ao nghiên cứu Bảng 3.11. Kết quả phân tích hàm lượng Cd trong mẫu nghiên cứu Đối Cd Cd Cd trong thực vật Cd trong cá tượng nước trong nghiên vào bùn cứu n = 30 n = 20 n = 18 n = 30 ppb mg/kg DW, mg/kg FW, mg/kg DW, mg/kg FW,mg/kg Ao đối 0,112± 0,295± chứng 0,026 0,006 0,057±0,005 0,013 0,315±0,032 0,09±0,006 Ao nghiên 0,244± 0,75±0, cứu 0,037 006 0,082±0,009 0,023 0,605±0,022 0,16±0,006 P 0,001 0,05 0,05 0,05 0,05 Mức ô nhiễm Cd ở ao nuôi nghiên cứu cao hơn đáng kể so với ao đối chứng, đặc biết sự tích lũy trong mẫu thủy sinh vật (cá) rất cao ở cả mẫu khô và mẫu tươi. Cadimi tồn tại trong ao ở dạng SPM khác với As tồn tại ở dạng hòa tan nhiều hơn. Cd có xu hướng hấp thụ bởi cá nhiều hơn As (15,27% so với 0,04%) do SPM là nguồn thức ăn cho cá, và có thể gây ảnh hưởng sức khỏe thông qua chuỗi thức ăn. Tuy nhiên, hàm lượng cd trong cá khu vực này thấp hơn giới hạn cho phép. Cd tồn tại chủ yếu ở dạng SPM nên có xu hướng lắng xuống bùn đáy, ở lại trong ao (84,70%) 18
Bảng Pearson (giá trị r) đánh giá môi tương quan giữa hàm lượng Cd trong nước thải đầu vào hàm lượng Cd trong mẫu bùn, thực vật và mẫu cá. Bảng 3.1 Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu Cd trong thực vật Cd trong cá Mẫu Cd trong bùn DW FW DW FW Cd trong nước đầu vào 0,991955 0,934832 0,80038 0,997122 0,990385 Tương quan về hàm lượng của Cd trong các mẫu nghiên cứu Kết luận là tương quan thuận Hàm lượng As trong nước đầu vào và trong nước ao, cá, rau, bùn được phân tích hệ số tương quan Person để đánh giá mức độ tương quan. Kết quả cho thấy có mối tương quan thuận rõ rệt với R xấp xỉ 1, R2 >0,99 trong nước đầu vào và các thông số còn lại. Mối Phân tích Person cũng cho thấy gần như không có mối tương quan gì giưã hàm lượng As trong phần ăn được (ngọn, lá) của rau và phần không ăn được (thân, rễ) với hệ số R xấp xỉ 0. 3.2.6. Tính toán cân bằng khối lƣợng của Cd và As trong hệ ao nuôi Các giả thuyết cho tính toán: Tính cho 1 vụ nuôi cá (48 tuần); Không có sự tích tụ Cd và As trong các thủy sinh vật khác và không có các dòng rò rỉ vào và ra khác; Rau muống trong ao cá được thu hoạch 3 tuần/lần; Khối lượng rau mỗi lần lấy mẫu: 1.700 g FW, trong đó: Khối lượng phần ăn được: 380 g FW và phần không ăn được: 1.320g FW; Độ ẩm của phần ăn được: 68,68%  trọng lượng khô phần ăn được là: 31,32%; Độ ẩm phần không ăn được: 72,30%  trọng lượng khô phần không ăn được là 27,70%; Ước tính lượng rau mỗi lần lấy mẫu được bằng 1/10 tổng lượng rau trong ao cá  lượng rau trong ao nuôi cá = 17.000g = 17kg. Kết quả tính toán với các giả thuyết trên cho thấy: Tích tụ Cd và As trong nước ao và trầm tích tương ứng là 11 g và 993 g. 3.2. RỦI RO TRONG TÁI SỬ DỤNG NƢỚC THẢI ĐÔ THỊ 3.3.1. Đánh giá rủi ro hệ sinh thái ao nuôi Áp dụng công thức xác định RQ (1.1) thu được kết quả ở bảng 3.13. Các kết quả tính toán cho thấy nguy cơ của Cd đối với thủy sinh vật ở mức thấp (RQ=1,58). Tuy nhiên với As độ rủi ro cao hơn nhiều ở mức trung bình và cao tương ứng khi tính toán theo ngưỡng cấp tính và mãn tính. Mức nguy cơ rủi ro này yêu cầu cần áp dụng các giải pháp cải thiện. Mức độ tích lũy sinh học của cadimi trong cá nuôi sử dụng nước thải đô thị có nồng độ Cd trong nước khoảng 0,25 µg/L là cao hơn rất nhiều so với As mặc dù nồng độ của asen trong nước ao là rất lớn 30,73 µg/L. Điều này có thể giải thích do phần lớn asen tồn tại ở dạng tan (trong mẫu dịch lọc) trong khi đó hầu như 100% cadimi trong nước ao nuôi cá nằm ở phần cặn lơ lửng (xem bảng 3.5, 3.6) và chứng tỏ cá nuôi trong ao sẽ hấp thu chủ yếu cadimi qua đường tiêu hóa (sử dụng thức ăn ở dạng hạt rắn lơ lửng). 19
Bảng 3.23. Giá trị hàm lượng Cd và As lựa chọn để đánh giá nguy cơ rủi ro tới hệ thủy sinh vật Kim Hàm lượng Giá trị ngưỡng Nguồn Giá trị RQ loại cao nhất PNEC (µg/L) MEC (µg/L) Clean Water Act Cd 0,395 0,25 Fresh Water 1,58 Criteria As 45,86 0,5 (tiếp xúc dài ) [UK-EPA, 2007] 91,7 8,0 (tiếp xúc ngắn) 5,7 Kết quả tính toán chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi sử dụng công thức (2.2) và 2.3) đối với cá thu được kết quả sau: Bảng 3.14. Chỉ số BCF và BAF của asen và cadimi đối với cá BCF của As với cá BCF của Cd với cá BAF của As với cá BCF = BAF* của (với mẫu nước chưa (với mẫu nước (với As trong SPM Cd với cá (với Cd lọc) chưa lọc) - CF) trong SPM - CF) 1,626 520 12,85 1230 3.3.2. Đánh giá nguy cơ, rủi ro sức khỏe Tính toán mức độ phơi nhiễm một số kim loại phơi nhiễm qua các con đường khác nhau như sau:  Đánh giá phơi nhiễm (Exposure Assessment) Do các giới hạn tham chiếu về RfD đều là tổng As và Cd nên trong tính toán rủi ro sẽ sử dụng hàm lượng tổng As và Cd trong nước ao mà không tính đến dạng thành phần.  Tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe: Áp dụng công thức (2.4-2.6) thu được kết quả tính toán ở bảng 3.15. Giả thiết rằng toàn bộ số cá sử dụng sẽ là số cá lấy tại ao nuôi sử dụng nước thải nghiên cứu với các hàm lượng As và Cd trong cá lấy giá trị cao nhất và mức hấp thụ là 100 %. Bảng 3.15. Kết quả tính toán nguy cơ rủi ro sức khỏe khi bị phơi nhiễm As và Cd từ cá nuôi trong ao sử dụng nước thải đô thị (Đơn vị: mg/kg.ngày) Tổng hấp thụ từ cá Lƣợng hấp thu cho phép HQ = ADI/RfD Nguyên tố (RfD) (ADI) 0,0003 0,4 As 0,00012 (JECFA 2010 ) 0,001 0,22 Cd 0,00022 (FAO/WHO, 2003) Chỉ số nguy cơ rủi ro (HI) =  HQi = 0,62 Theo ngưỡng nguy cơ rủi ro sức khỏe với giá trị HI = 0,62 có thể kết luận nguy cơ rủi ro sức khỏe của As và Cd phơi nhiễm từ nguồn cá nuôi sử dụng nước thải đô thị nhiễm As và Cd là ở mức “Không có nguy cơ” hay “An toàn”. 20